Kosteneffectiviteit van maatregelen en pakketten: Kosten

CPB Document

No 83

april 2005

Kosteneffectiviteit van maatregelen en pakketten

Kosten-batenanalyse voor Ruimte voor de Rivier, deel 2

J. Ebregt, C.J.J. Eijgenraam en H.J.J. Stolwijk

2

Centraal Planbureau

Van Stolkweg 14

Postbus 80510

2508 GM Den Haag

Telefoon (070) 338 33 80

Telefax (070) 338 33 50

Internet www.cpb.nl

ISBN 90-5833-213-6

3

Korte samenvatting

Dit deel 2 van het economische onderzoek naar het project Ruimte voor de Rivier is een kosten-

effectiviteitsanalyse van voorgestelde maatregelen en pakketten. Daarvoor is een methode

ontwikkeld om van een maatregel of pakket met verscheidene van belang zijnde effecten in zijn

geheel de kosteneffectiviteit te bepalen. Veiligheidswinst, toename van het aantal hectares

gewenste natuur en oordelen over ruimtelijke kwaliteit en over recreatieve mogelijkheden zijn

de effecten waarmee rekening is gehouden. Conclusie is dat het combineren van

veiligheidswinst met natuur over het algemeen geen kostenvoordeel oplevert. Vanuit een

oogpunt van kosteneffectiviteit lijken langs de Nederrijn-Lek zowel het Basis-

Voorkeursalternatief als het uitwisselingspakket niet optimaal van samenstelling. Bij Veur-Lent

verdient het veel goedkopere uitwisselingsalternatief serieuze overweging.

Steekwoorden:

Kosteneffectiviteitsanalyse van combinaties van effecten, rivieren.

Abstract

This report is part 2 of the economic analysis of the project ‘Space for the Rivers’, which aims

at improving the safety against flooding along the river Rhine. It is a Cost-Effectiveness

Analysis (CEA) of proposed measures and packages. A method has been developed for

evaluating measures and packages with more than one effect at the same time. Progress in

safety, growth of the number of hectares with desired nature, and value judgements on spatial

and recreational quality are the elements in the CEA. Combining progress in safety with the

development of nature in one measure does not reduce costs in general. The choice of measures

along the river Nederrijn-Lek does not seem efficient, both in the base package as in the

alternative package. The alternative for the passage Veur-Lent deserves serious consideration.

Key words:

Cost-effectiveness with more than one effect, rivers.

A comprehensive summary is available at www.cpb.nl.

5

Inhoud

Korte samenvatting 3

Abstract 3

Inhoud 5

Ten geleide 7

Samenvatting en conclusies 9

1 Inleiding 19

1.1 Achtergrond 19

1.2 Probleemstelling en oriëntatie van het onderzoek 19

1.3 Kosteneffectiviteitanalyse 21

1.4 Leeswijzer 22

2 Kosteneffectiviteit in het kader van project Ruimte voor de Rivier 23

2.1 Ruimtelijke kwaliteit 23

2.2 Bepaling van de kosteneffectiviteit 24

2.3 Kosteneffectiviteit nader geïllustreerd 27

2.4 Een algemeen toepasbare methode ter bepaling van de kosteneffectiviteit 31

2.5 Empirisch voorbeeld 33

2.6 Relevante effecten van maatregelen 37

2.7 Interpretatie van de uitkomsten 39

3 Gegevensbasis en schatting van kengetallen 41

3.1 Selectie van maatregelen voor statistische analyse 41

3.2 Kosten 43

3.3 Gegevens over gebiedstypen 45

3.4 Subjectieve beoordeling van de effecten van maatregelen 47

3.5 Keuze van verklarende variabelen 48

3.6 Dijkversterking 49

6

4 Toepassing kosteneffectiviteitanalyse 53

4.1 Schatting van kengetallen van de standaardkosten 53

4.2 Berekening van standaardkosten en bepaling van kosteneffectiviteit van maatregelen 55

4.3 Klassering van kosteneffectiviteit 56

4.4 Kosteneffectiviteit naar maatregeltype 57

4.5 Structuur van de projectalternatieven 59

4.6 Kosteneffectiviteit van waterstandverlagende maatregelen in MER-alternatieven 60

4.7 Kosteneffectiviteit van dijkversterking 63

4.8 Kosteneffectiviteit van waterstandverlagende maatregelen in het Basis-

Voorkeursalternatief 66

4.9 Totaaloverzicht van de pakketten 68

4.10 Varianten van het Voorkeursalternatief 69

4.11 Combineren? 74

5 Macro- en sectoreconomische gevolgen 77

5.1 Effect op de welvaart in Nederland 77

5.2 Welvaartseffect op de sector landbouw en voedingsmiddelenindustrie 77

5.3 Conclusies voor de kosten in het project Ruimte voor de Rivier 80

Literatuur 81

Bijlagen 83

Bijlage A 85

Bijlage B 87

Bijlage C 109

7

Ten geleide

Op verzoek van de projectorganisatie ‘Ruimte voor de Rivier’ heeft het Centraal Planbureau

voor dit project een kosten-batenanalyse uitgevoerd. Deze KBA is in twee delen uitgevoerd,

waarover afzonderlijk wordt gerapporteerd. Het voorliggende deel 2 bevat een kosten-

effectiviteitsanalyse van alle maatregelen en van de onderzochte of voorgestelde pakketten om

de in het project gehanteerde doelstellingen voor veiligheid en ruimtelijke kwaliteit te bereiken.

Voor deze studie is een methode ontwikkeld om de kosteneffectiviteit van maatregelen met

meer dan één effect te bepalen. Deze nieuwe methode is toegepast op meer dan 600

maatregelen en vier pakketten.

Het onderzoek stond onder leiding van C.J.J. Eijgenraam, die ook de methode heeft bedacht en

medeauteur is van dit rapport. J. Ebregt heeft de schattingen uitgevoerd en een groot deel van

het rapport geschreven. Hoofdstuk 2 is gebaseerd op een notitie van F. van der Zee (Ecorys-

NEI), die tijdelijk aan het project heeft meegewerkt. H.J.J. Stolwijk heeft hoofdstuk 5 over de

macro-economische effecten en de effecten op de landbouw geschreven.

De voor dit onderzoek benodigde gegevens zijn voornamelijk aangeleverd door de

projectorganisatie. Voor dit project zijn verbeterde kostenschattingen gemaakt door S. Prins

(Bouwdienst). Ook andere medewerkers van RIZA en de projectorganisatie hebben

kennisbijdragen geleverd.

De KBA is vanuit de projectorganisatie begeleid door H. Luiten en een

begeleidingscommissie onder voorzitterschap van P. Vermeer (DG Water). Een Commissie van

deskundigen, bestaande uit de hoogleraren H. Verbruggen, P. Rietveld, J. van den Berg en M.

Hajer, met E. Ruijgrok als secretaris, heeft een aantal keren advies uitgebracht over de KBA.

Het Centraal Planbureau is al deze betrokkenen dank verschuldigd voor hun bijdragen aan

de totstandkoming van dit rapport.

F.J.H. Don

directeur

9

Samenvatting en conclusies

De Kosteneffectiviteitanalyse wijst uit dat het combineren van veiligheidswinst en natuurontwikkeling in

één maatregel over het algemeen geen kostenvoordeel oplevert. Vooral natuur langs de rivieren is

afzonderlijk veel goedkoper te realiseren. Dijkversterking blijkt vaak de meest efficiënte oplossing van het

veiligheidsprobleem, behalve langs de Waal. Het iets meer geld kostende Waalpakket in Basisalternatief 1

scoort aanmerkelijk beter in efficiëntie dan dijkverbetering, gelet op alle gewenste effecten, en hetzelfde

geldt voor het Basis-Voorkeursalternatief (Basis-VKA) langs de Waal in combinatie met de PKB-variant

bij Veur - Lent. Combinatie van dit laatste pakket langs de Waal met dijkversterking op de IJssel en de

Nederrijn-Lek en het Basis-VKA op de Maas levert een totaalpakket op dat zelfs kosteneffectief is. Dit

combinatiepakket is in totaal 730 miljoen euro goedkoper dan het Basis-VKA. In het Basis-VKA zelf valt

vooral op dat het pakket langs de Nederrijn-Lek ‘duur’ is. In de drie andere alternatieven scoren de

diverse pakketten voor dit traject veel beter. Ook in absolute zin vallen de kosten langs de Nederrijn-Lek

zowel in Basisalternatief 1 als bij dijkversterking duidelijk lager uit dan in het Basis-VKA. Ook de

uitwisselingsvariant voor de Nederrijn-Lek lijkt niet optimaal te zijn. De in de PKB bij Veur - Lent

genoemde variant verdient op basis van de thans beschikbare informatie serieuze overweging. De

hoogwatergeul Kampen biedt perspectief. Op grond van het veiligheidsonderzoek lijkt verruiming van de

tijdslimiet hier een verantwoorde mogelijkheid om de complicaties op te lossen.

Aanleiding en probleemstelling

De Projectorganisatie ‘Ruimte voor de Rivier’ heeft het Centraal Planbureau gevraagd een

kosten-batenanalyse (KBA) uit te voeren voor de Planologische Kernbeslissing (PKB) ‘Ruimte

voor de Rivier’. Deze PKB betreft de formulering van een maatregelpakket dat het

veiligheidsniveau in het rivierengebied uiterlijk in 2015 in overeenstemming brengt met de

wettelijke norm, toegepast in het jaar 2001. Dit pakket zal bestaan uit een combinatie van

waterstandverlagende (rivierverruimende en technische) maatregelen en dijkversterking.

Nevendoel van het project is het bevorderen van de ruimtelijke kwaliteit van het rivierengebied.

Om het veiligheidsprobleem en het vraagstuk van de ruimtelijke kwaliteit goed te kunnen

analyseren is de KBA in twee delen gesplitst:

• Het eerste deel, een KBA van het veiligheidsprobleem, richt zich op de afweging van kosten en

baten die het handhaven dan wel vergroten van de veiligheid met zich meebrengt.

• Het tweede deel van het onderzoek, een kosteneffectiviteitanalyse (KEA) van maatregelen en

pakketten, is gericht op een vergelijking van de kosten van maatregelen en maatregelpakketten

in het licht van de effecten die deze hebben op de veiligheid én op de ruimtelijke kwaliteit in het

rivierengebied.

Het voorliggende stuk is gewijd aan het tweede deel, de kosteneffectiviteitanalyse.

10

Kosteneffectiviteitanalyse

Het voorkeurspakket wordt samengesteld door een selectie te maken uit zo’n 700 mogelijk uit

te voeren maatregelen. Deze maatregelen zijn zeer verschillend van aard. Zij lopen uiteen van

kribverlaging, dijkverlegging en aanleg van hoogwatergeulen, tot het verhogen van bestaande

dijken. Zulke maatregelen hebben velerlei gevolgen, onder meer voor veiligheid en ruimtelijke

kwaliteit.

Het waarderen van het zeer veelzijdige begrip ruimtelijke kwaliteit in geldbedragen is niet

betrouwbaar mogelijk. In deze studie wordt dan ook niet geprobeerd dit te doen. In plaats

daarvan maken we een systematische vergelijking van de kosten van maatregelen in relatie tot

de effecten die zij sorteren. Deze analyse maakt het mogelijk om alle mogelijk te nemen

maatregelen te ordenen naar hun bijdragen aan veiligheid én aan ruimtelijke kwaliteit per euro

van de investeringskosten. Dit is de kosteneffectiviteitanalyse.

De beoogde effecten van maatregelen worden niet in geld gemeten, maar in fysieke

eenheden of waarde-oordelen. Zo wordt veiligheidswinst gemeten als verlaging van de

maatgevende hoogwaterstand (we spreken van MHW-winst) en wordt de ontwikkeling van

natuurgebied gemeten als een oppervlak in hectares. Kosteneffectiviteit wordt geanalyseerd aan

de hand van kengetallen, namelijk investeringskosten per eenheid effect. In deze vorm stelt een

kengetal hetzelfde voor als de prijs van, zeg, een liter benzine. Een hoog kengetal (hoge ‘prijs’)

wijst op een relatief duur product, een laag kengetal wijst op een relatief goedkoop product.

De KEA geeft antwoord op onder meer de volgende vragen:

• Is een maatregel – rekening houdend met alle baten – duurder of goedkoper dan andere

maatregelen?

• Hoe verhouden de kosten die in het kader van project ‘Ruimte voor de Rivier’ gemaakt worden,

zich tot de kosten die elders in Nederland gemaakt worden om gelijksoortige baten te

genereren?

• Hoeveel moet de baat ons minimaal waard zijn om de realisatie daarvan te rechtvaardigen?

Óf de realisatie van een baat de kosten waard is, is uiteindelijk een politieke beslissing.

Methode bij meer dan één baat

Een maatregel kan meer dan één gewenst effect hebben. Dit bemoeilijkt een rechttoe rechtaan

toepassing van een KEA. In de voorliggende studie wordt een methode ontwikkeld die ons in

staat stelt om rekening te houden met meer dan één effect. Dat gaat via de tussenstap van de

berekening van zogeheten ‘standaardkosten’. Deze berekening verloopt als volgt.

11

Per maatregel onderscheiden we vier verschillende baten:

• Veiligheidswinst (gemeten in vierkante meter MHW-winst);

• Positief beoordeelde groei van het oppervlak natuurgebied (gemeten in hectares);

• Verbetering van de ruimtelijke kwaliteit in het maatregelgebied;

• Vergroting van recreatiemogelijkheden in het maatregelgebied.

Voor deze vier baten bepalen we eerst kengetallen van de gemiddelde kosten per eenheid effect.

Deze kengetallen berekenen we uit de kosten en effecten van alle maatregelen waarvoor

bruikbare gegevens beschikbaar zijn. Voorbeeld van zulke kengetallen zijn de kosten van één

vierkante meter MHW-winst langs de Maas en de kosten van één additionele hectare

natuurgebied. Met deze kengetallen kunnen we van iedere maatregel de standaardkosten

berekenen. Dit doen we door voor elk van de vier baten de grootte van het effect te

vermenigvuldigen met het desbetreffende kengetal voor de kosten en de resulterende vier

bedragen op te tellen. De standaardkosten van een maatregel geven aan hoeveel kosten

gemiddeld gemaakt moeten worden om de diverse baten van de maatregel te realiseren.

De volgende stap is om de feitelijke kosten te vergelijken met de standaardkosten van de

maatregel. Zijn de feitelijke kosten hoger dan de standaardkosten, dan is de maatregel relatief

duur; zijn de feitelijke kosten lager dan de standaardkosten, dan is de maatregel relatief

goedkoop. Op dezelfde wijze kunnen ook pakketten van maatregelen op hun kosteneffectiviteit

beoordeeld worden.

Kengetallen van de kosten per eenheid effect

De kengetallen zijn vastgesteld door middel van een statistische analyse van alle relevante

maatregelen.1 Omdat de onderhoudskosten per maatregel kunnen verschillen, is de analyse

uitgevoerd inclusief een schatting van de contante waarde van de kosten van onderhoud en

beheer (volgens de standaard methode bij Rijkswaterstaat). De kengetallen staan in tabel 1.

De zo gevonden kosten per vierkante meter MHW-winst komen goed overeen met de

gemiddelde kosten van MHW-winst van maatregelen die vrijwel geen ander gewenst effect

hebben dan waterstandverlaging. Omdat de hoeveelheid water die correspondeert met één

vierkante meter MHW-winst sterk verschilt van riviertak tot riviertak, mogen deze getallen niet

worden gebruikt voor een oordeel over de verdeling van de waterafvoer over de riviertakken.

Het bedrag van bijna 230 duizend euro per hectare natuurgebied is een veelvoud van de

gemiddelde kosten per hectare die aan de orde zijn in het kader van de Ecologische

Hoofdstructuur (EHS) of NURG-projecten.2 Natuurontwikkeling door maatregelen die mede

1 Gegevens over maatregelen zijn ontleend aan de zogeheten ‘Blokkendoos’. De Blokkendoos is een databank van

maatregelen die zijn ontworpen in het kader van project RvdR. Van de Blokkendoos bestaan opeenvolgende versies. In

deze studie is gebruik gemaakt van de meeste recente en actuele gegevens, die dateren van 1 februari 2005. 2 NURG-projecten zijn gericht op natuurontwikkeling langs de rivieren.

12

gericht zijn op veiligheidswinst, lijkt dus erg duur.3 Het combineren van natuurontwikkeling en

veiligheidswinst levert in het algemeen geen kostenvoordeel op.

Los van natuurontwikkeling blijken ook positief beoordeelde effecten op ruimtelijke

kwaliteit en op recreatieve kwaliteit van het maatregelgebied gemiddeld genomen kosten met

zich mee te brengen. Maatregelen die een positief effect op ruimtelijke kwaliteit hebben, blijken

2,5 miljoen euro per rivierkilometer duurder te zijn dan maatregelen die geen of een negatief

effect op ruimtelijke kwaliteit hebben. Maatregelen die de recreatieve aantrekkelijkheid van het

maatregelgebied vergroten, zijn gemiddeld 3,2 miljoen euro per kilometer duurder dan

maatregelen waarvoor dat niet geldt.

Tabel 1 Kengetallen van de maatregelkostena

Effect Gemiddelde kosten in

duizend euro per

eenheid effect

MHW-winst in m2, IJsseldelta 17

MHW-winst in m2, IJssel tot Hattem 12

MHW-winst in m2, Nederrijn - Lek - Nieuwe Maas - Nieuwe Waterweg 8

MHW-winst in m2, Pannerdensch Kanaal 20

MHW-winst in m2, Bovenrijn 13

MHW-winst in m2, Waal tot Vuren 26

MHW-winst in m2, Waal na Vuren b 9

MHW-winst in m2, Maas 9

Natuurontwikkeling in hectare 229

Positief oordeel over effect op ruimtelijke kwaliteit maal afstand langs rivier in km 2 453

Positief oordeel over effect op recreatieve aantrekkelijkheid maal afstand langs rivier in km 3 230

a Geschat op basis van gegevens van 1 februari 2005.

b De Waal na Vuren omvat het traject Beneden-Merwede - Oude Maas en het traject Nieuwe Merwede - Hollands Diep - Haringvliet.

Evaluatie van maatregelen

Met behulp van de kengetallen zijn van alle 622 maatregelen waarover voldoende informatie

beschikbaar was, de standaardkosten bepaald. Daarna is door vergelijking met de feitelijke

kosten van iedere maatregel bepaald of deze relatief goedkoop (kosteneffectief) of relatief duur

(kostenineffectief) is.

Het blijkt dat onder alle maatregeltypen zowel kosteneffectieve als kostenineffectieve

maatregelen voorkomen; op basis van kosteneffectiviteit alleen bestaat dus geen voorkeur voor

één maatregeltype boven andere. Een kosteneffectief pakket zal daarom een combinatie zijn van

verschillende typen ruimtelijke en technische maatregelen. De KEA wijst wel uit dat

maatregelen die in absolute zin veel geld kosten, hoewel zij grotere (gewenste) effecten

3 Het kengetal van natuurontwikkeling ligt echter wel in dezelfde orde van grootte als de kosten van natuurontwikkeling in

het kader van de ‘Natuurlijkheidsprojecten Schelde-estuarium’. In dit project lopen de kosten per hectare van 9 op

natuurontwikkeling gerichte ontpolderingsprojecten uiteen van 132 dzd tot 856 dzd euro, met een gemiddelde van 381

duizend euro.

13

genereren, in het algemeen toch beduidend minder kosteneffectief zijn dan maatregelen die

weinig geld kosten. Illustratief is dat er onder de 47 maatregelen met kosten hoger dan 450

miljoen euro waarvan de kosteneffectiviteit bepaald kan worden, slechts 5 gemiddeld of

bovengemiddeld kosteneffectief zijn. De overige 42 maatregelen blijken als ‘zeer duur’ (zeer

ineffectief) aangemerkt te moeten worden.

Evaluatie van enige maatregelpakketten

Zoals gezegd, kunnen maatregelpakketten op dezelfde manier geëvalueerd worden als

afzonderlijke maatregelen. Een overzicht van de uitkomsten van de KEA van de twee

basisalternatieven in het MER en het zogeheten Referentiealternatief Dijkversterking (RAD)

staat in tabel 2. Het RAD omvat uitsluitend dijkversterking, maar de Basisalternatieven zijn

verschillende combinaties van waterstandverlagende maatregelen en dijkversterking. Zowel in

de beide Basisalternatieven als in het hierna te bespreken Basis-Voorkeursalternatief is namelijk

het geheel van waterstandverlagende maatregelen niet volledig toereikend om aan de gestelde

veiligheidsnorm te voldoen. De resterende veiligheidsopgave wordt daarom gerealiseerd door

dijkversterking. De standaardkosten van dijkversterking zijn berekend door de resterende

taakstelling, uitgedrukt in vierkante meters MHW-oppervlak, te vermenigvuldigen met de

kengetallen van MHW-winst.

De laatste kolom van tabel 2 illustreert dat op ieder schaalniveau, van maatregel via

riviertraject en riviertak tot pakket, uitspraken zijn te doen over kosteneffectiviteit. Deze

uitspraken zijn gebaseerd op het percentage waarmee de feitelijke kosten de standaardkosten

over- of onderschrijden. De indeling van de scores in klassen geeft een ruwe indicatie van de

effectiviteit. Omdat de kengetallen scherp zijn bepaald en niet overal kosteneffectieve

maatregelen gekozen kunnen worden, wordt de kosteneffectiviteit van een pakket met kosten

die tot 25% hoger zijn dan de standaardkosten, nog aangeduid als ‘gemiddeld’ (zie de

toelichting in paragraaf 4.3). Maatregelen of pakketten met negatieve residuele kosten wordt

aangeduid als ‘goedkoop’ of ‘zeer goedkoop’.

Alle in tabel 2 vermelde pakketten zijn in hun geheel gemiddeld kosteneffectief. Vergelijken

we de Basisalternatieven met het RAD, dan valt op dat de kosteneffectiviteit van beide

Basisalternatieven langs de IJssel aanzienlijk slechter is dan die van het RAD, terwijl langs de

Waal en de Maas beide Basisalternatieven juist betere scores te zien geven dan het RAD.

Basisalternatief 1 voorziet langs de Waal in de zeer goedkope en op den duur toch

onvermijdelijke kribverlaging. Bij de Maas is zomerbedverdieping het belangrijkste onderdeel

van Basisalternatief 1. In Basisalternatief 2 is dat het buitendijken van de Overdiepse Polder.

De deelpakketten van de twee Basisalternatieven voor de afzonderlijke riviertakken geven

onderling zeer verschillende scores te zien. De meer geld kostende deelpakketten van

Basisalternatief 2 bewerkstelligen in het algemeen meer natuurontwikkeling dan die van

Basisalternatief 1. Dat vooral verklaart waarom ook de standaardkosten van alle deelpakketten

14

van Basisalternatief 2 hoger zijn. Zou met een lager standaardbedrag per hectare natuur worden

gerekend, dan zouden vooral de kostbare maatregelen nog slechter scoren.

Tabel 2 Kosteneffectiviteit van Basisalternatieven van het MER en van het RAD a

Pakket Riviertak Kosten:

Geraamd

Kosten:

Standaard

Kosten:

residueel b

Kosten:

residueel b

Klassering

kosteneffectiviteit

(a) (b) (c) (d)

miljoen euro %

Basisalternatief 1 IJssel 774 599 175 29 Duur

Nederrijn-Lek 235 236 – 1 – 1 Goedkoop

Waal 893 782 111 14 Gemiddeld

Maas 96 145 – 49 – 34 Zeer goedkoop

Totaal 1 998 1 763 235 13 Gemiddeld

Basisalternatief 2 IJssel 1 044 873 171 20 Gemiddeld

Nederrijn-Lek 570 521 49 9 Gemiddeld

Waal 1 345 1 127 218 19 Gemiddeld

Maas 141 148 – 7 – 5 Goedkoop


Referentie- IJssel 339 425 – 86 – 20 Goedkoop

alternatief Nederrijn-Lek 190 240 – 50 – 21 Goedkoop

Dijkversterking Waal 771 517 254 49 Duur

(RAD) Maas 72 65 7 10 Gemiddeld


a Gebaseerd op gegevens per 1 februari 2005. Alle kostenbedragen omvatten de kosten van beheer en onderhoud.

b De residuele kosten in kolom (c) zijn het verschil van de geraamde kosten (a) en de standaardkosten (b). In kolom (d) staan de

residuele kosten (c) als percentage van de standaardkosten (b).

De maatregelen die in de KEA geëvalueerd worden, vormen het grootste deel van alle

maatregelen die nodig zijn om de veiligheid in het rivierengebied in overeenstemming te

brengen met de wettelijk vastgestelde norm. De overige, niet in deze studie onderzochte

maatregelen zijn al in voorbereiding of in uitvoering. Deze maatregelen worden in hun geheel

aangeduid als de ‘huidige situatie en autonome ontwikkeling’ (HSAO). Zij zijn vooral gericht

op natuurontwikkeling (zogenaamde NURG-projecten). Deze maatregelen maken geen deel uit

van de cijfers in tabellen 2 en 3 en blijven ook verder in deze studie geheel buiten beschouwing.

Een deel van de kosten van de HSAO gaat overigens wel ten laste van het PKB-budget. Dit

bedrag staat, samen met de kosten van de projectorganisatie, genoemd in de onderste helft van

tabel 3, om de aansluiting bij de bedragen van de PKB duidelijk te maken.

Evaluatie van het voorkeursalternatief

Het Basis-VKA omvat, afgezien van de HSAO, 26 waterstandverlagende maatregelen. Net als

in de Basisalternatieven is de kosteneffectiviteit van het Basis-VKA langs de IJssel laag

15

vergeleken met het RAD, en is de kosteneffectiviteit van het Basis-VKA langs de Waal hoger

dan die van het RAD. Opvallend slecht is de score van het Basis-VKA op de Nederrijn-Lek in

vergelijking met alle andere alternatieven4. Zo is het kostentotaal langs deze riviertak in

Basisalternatief 2 hoger dan in het Basis-VKA, maar zijn de totale residuele kosten niettemin

lager dan in het Basis-VKA. In het Basisalternatief 1 en in het RAD zijn de kosten langs de

Nederrijn-Lek ook in absolute zin lager dan in het Basis-VKA. Met name de in het Basis-VKA

opgenomen dijkverlegging bij Lienden kost veel (109 miljoen euro), maar is zeer

kostenineffectief.

Tabel 3 Kosteneffectiviteit van het Basis-Voorkeur salternatiefa


Geraamd

Kosten:

standaard

Kosten:

residueel b

Kosten:

residueel b

Klassering

kosteneffectiviteit

(a) (b) (c) (d)

miljoen euro %

Basis-VKA IJssel 660 605 55 9 Gemiddeld

Nederrijn-Lek 409 311 97 31 Duur

Waal 1 025 858 167 19 Gemiddeld



Aansluiting bij PKB

Totaal in KEA 2 214

Beheer en onderhoud (-) − 211

HSAO en projectkosten (+) 209

Totaal in PKB 2 212

a Gegevens per 1 februari 2005. Alle kostenbedragen in de bovenste vijf regels omvatten de kosten van beheer en onderhoud.

b De residuele kosten in kolom (c) zijn het verschil van de geraamde kosten (a) en de standaardkosten (b). In kolom (d) staan de

residuele kosten (c) als percentage van de standaardkosten (b).

Combineren?

De slechte score van de Nederrijn-Lek in het Basis-VKA doet de vraag rijzen of er geen ander

pakket te maken is dat zowel lager is in kosten als beter scoort in kosteneffectiviteit. Ons

beperkend tot de onderzochte deelpakketten per riviertak en de hieronder te bespreken varianten

daarvan, die ieder aan de randvoorwaarde van veiligheid voldoen, komen we bijvoorbeeld tot

de combinatie in tabel 4.

In tabel 4 is voor de Maas niet de zomerbedverdieping van Basisalternatief 1 genomen, maar

het iets duurdere pakket in het Basis-VKA met buitendijken van de Overdiepse polder. Deze

maatregel past goed in het langetermijnperspectief, er is nu medewerking van de inwoners en er

is inmiddels een bestuursakkoord over gesloten (koploperproject). Verder scoort ook dit

4 Zie voor de samenstelling van het Basis-VKA in dit rapport tabel 4.8. Bij de afsluiting van dit rapport bleek dat het pakket

op de Nederrijn-Lek afwijkt van het in de PKB gehanteerde pakket. Dit heeft geen invloed op de hier vermelde conclusies.

16

deelpakket ‘goedkoop’. Bij de Waal is de maatregel Veur-Lent in het Basis-VKA vervangen

door variant 1 met een goedkopere en efficiëntere oplossing. Behouden is de ontpoldering van

de Noordwaard, waar diverse goede argumenten voor zijn, zie paragraaf 4.8. Bij de andere twee

riviertakken is in eerste instantie gekozen voor dijkversterking.

Tabel 4 Kosteneffectiviteit van een combinatiepakk et


Geraamd

Kosten:

standaard

Kosten:

residueel

Kosten:

Residueel

Klassering

kosteneffectiviteit

(a) (b) (c) (d)

miljoen euro %

RAD IJssel 339 425 – 86 – 20 Goedkoop

RAD Nederrijn-Lek 190 240 – 50 − 21 Goedkoop

Basis-VKA & variant 1 Waal 837 822 15 2 Gemiddeld

Basis-VKA Maas 121 125 – 4 – 4 Goedkoop

Combinatie Totaal 1 487 1 612 – 125 – 8 Goedkoop

Verschil:

Basis-VKA Totaal 2 214 1 899 315 17 Gemiddeld

Combinatie -/- Basis-VKA – 727 – 287 – 440

Opgeteld is de combinatie in tabel 4 maar liefst 727 miljoen euro goedkoper dan het Basis-

VKA. Het verschil in standaardkosten van 287 miljoen euro is veel geringer, wat betekent dat in

totaal de gewenste effecten tussen de pakketten veel minder van elkaar verschillen. Dat geldt in

ieder geval voor veiligheid, want zowel het Basis-VKA als de combinatie voldoet aan de

veiligheidsnormen. Zowel uit het oogpunt van kosten als vanuit het oogpunt van

kosteneffectiviteit scoort de in tabel 4 getoonde combinatie veel beter dan het Basis-VKA.

Ook als we dijkversterking (RAD) langs de IJssel geheel of gedeeltelijk vervangen door

waterstandverlagende maatregelen uit het Basis-VKA, dan nog zou die combinatie beduidend

goedkoper èn kosteneffectiever zijn dan het Basis-VKA.

Varianten van het Basis-Voorkeursalternatief

In de PKB zijn naast het Basis-VKA vijf varianten van het VKA aan de orde. Twee van deze

varianten, te weten uiterwaardvergraving in de Huissensche Waarden langs het Pannerdensch

Kanaal en (onmiddellijke) aanleg van de hoogwatergeul bij Zutphen, lijken uit hoofde van

kosteneffectiviteit op basis van de nu bekende kosteninformatie niet aan te bevelen.

De hoogwatergeul Kampen (als alternatief voor zomerbedverdieping van de IJssel) lijkt

echter kansrijk. Door de samenhang met andere projecten is de zaak weliswaar complex, maar

volgens de uitkomsten van het veiligheidsonderzoek (KBA, deel 1) is de oplossing van de

veiligheidsproblematiek in de IJsseldelta niet urgent. Enig uitstel om uitvoering mogelijk te

maken lijkt hier dus verantwoord.

17

De problematiek rond de andere twee varianten is ingewikkelder. Eén hiervan betreft de aanpak

van de flessenhals bij Nijmegen. De variant biedt een alternatief voor de dijkverlegging Veur-

Lent, die zowel veel kost als zeer kostenineffectief is. Het is echter niet duidelijk hoelang de

variant de problematiek voldoende oplost. De KEA biedt op dit moment geen uitsluitsel over

wat hier de aangewezen weg is. In ieder geval verdient de variant serieuze overweging.

De laatste variant is een ingrijpende aanpassing van de maatregelenselectie voor de

Nederrijn-Lek. De totale kosten van deze variant bedragen het drievoudige van de kosten van

het overeenkomstige pakket maatregelen in het Basis-VKA, terwijl de kosteneffectiviteit van de

variant slechts gemiddeld is. Zo is niet duidelijk waarom de weinig kostbare en bovendien

kosteneffectieve dijkversterking langs de Lek in het Basis-VKA, die volgens de PKB op den

duur toch onvermijdelijk is, in de variant wordt vervangen door veel duurdere

zomerbedverdieping op de Nederrijn-Lek.

Een geheel andere (en in de PKB onbesproken) mogelijkheid tot oplossing van de problemen

langs de Nederrijn-Lek is enige neerwaartse aanpassing van de taakstelling op de Nederrijn-Lek

(met als gevolg een iets grotere opgave voor Waal en IJssel) en wel zodanig dat de duurste

maatregelen die nodig zijn om op de Nederrijn-Lek de huidige taakstelling te halen, niet langer

noodzakelijk zijn.

Op dit moment valt wel te concluderen dat op het riviertraject Nederrijn-Lek noch het

maatregelenpakket in het Basis-VKA, noch de variant optimaal van samenstelling lijken, tenzij

de huidige keuze te onderbouwen is met betere, specifieke argumenten.

Kanttekeningen bij de interpretatie van de analyser esultaten

KEA stelt ons in staat maatregelen en pakketten te rangschikken naar kosteneffectiviteit. De

rangorde is gebaseerd op veiligheidswinst en drie indicatoren op het gebied van ruimtelijke

kwaliteit: natuurontwikkeling en positief beoordeelde effecten op ruimtelijke kwaliteit en

recreatie.

Ongetwijfeld zijn er nog andere, mogelijk belangwekkende aspecten die in deze analyse

buiten beschouwing blijven. Dat geldt bijvoorbeeld voor aspecten die slechts bij een beperkt

aantal maatregelen een rol spelen, zoals verruiming van bebouwingsmogelijkheden. Dit aspect

is niet gedocumenteerd in de Blokkendoos en zal dus afzonderlijk beschouwd moeten worden.

Ook als we in staat zouden zijn om alle relevant geachte effecten in de analyse te verwerken,

zou de vergelijking van de kosteneffectiviteit van afzonderlijke maatregelen met de gemiddelde

effectiviteit van alle maatregelen in de Blokkendoos niet het enige criterium in het

besluitvormingsproces kunnen zijn. Overal zal maatwerk geleverd moeten worden, daar op

ieder riviertraject slechts een beperkt deel van alle in de Blokkendoos gedocumenteerde

maatregelen en effecten relevant is. Het zal dus soms technisch onmogelijk zijn om een

goedkope maatregel te kiezen.

18

De KEA vormt een hulpmiddel bij het samenstellen van pakketten en bij de motivering en

onderbouwing van de gemaakte keuzen. De uitkomsten van de KEA fungeren daarbij vooral als

een grove zeef. De selectie van een kosteneffectieve maatregel zal in de PKB minder

argumentatie behoeven dan de selectie van een kostenineffectieve maatregel.

Macro-economische gevolgen

De gevolgen van het project Ruimte voor de Rivier voor de Nederlandse economie beperken

zich, afgezien van de beperking van het overstromingsrisico, in hoofdzaak tot de onttrekking

van grond aan de landbouw. Het daardoor optredende welvaartsverlies blijkt kleiner te zijn dan

de prijs voor landbouwgrond waarmee in de kostenraming van het project wordt gerekend. Er is

dus geen reden de kostenramingen opwaarts bij te stellen om rekening te houden met eventuele

indirecte welvaartsverliezen.

19

1 Inleiding

1.1 Achtergrond

Het Centraal Planbureau (CPB) heeft een evaluatie gemaakt van maatregelen en pakketten die

ontworpen zijn in het kader van het project ‘Ruimte voor de rivier’ (RvdR). Dit project beoogt

de veiligheid van het riviersysteem in overeenstemming te brengen met de wettelijke norm en

tegelijkertijd de ruimtelijke kwaliteit van het rivierengebied te bevorderen. Het aantal mogelijke

maatregelen is groot en de ingrepen zijn naar aard, omvang en geografische locatie zeer

gevarieerd. Van honderden maatregelen is een concreet ontwerp gemaakt. De mogelijkheden

om maatregelen te combineren tot pakketten die de veiligheidsdoelstelling realiseren, lijken

bijna onuitputtelijk. Dit dwingt tot het maken van slimme keuzen om − met inachtneming van

de beperkingen van tijd en geld − de dubbele doelstelling van het project zo goed mogelijk te

realiseren.

De projectorganisatie, op wiens verzoek het CPB deze studie gemaakt heeft, stelt zich ten

doel een voorkeurspakket van maatregelen samen te stellen ten behoeve van de Planologische

Kernbeslissing (PKB). Dit voorkeurspakket dient in de eerste plaats te voldoen aan de huidige

wettelijke veiligheidsnorm, maar ook de veiligheid op langere termijn speelt een rol in de

pakketsamenstelling. Gezien de relatieve eenvoud waarmee de bijdrage van een maatregel aan

de hydraulische opgave kan worden vastgesteld, dient de voorliggende studie juist zo veel

mogelijk aspecten van de nevendoelstelling, het bevorderen van ruimtelijke kwaliteit, in

beschouwing te nemen. Het onderzoek dient zich niet te beperken tot een analyse van het

pakket dat uiteindelijk wordt gekozen. Het moet ook tijdens het besluitvormingsproces

dienstbaar zijn bij het kiezen van de ‘beste’ oplossing uit de veelheid van mogelijke

oplossingen.

1.2 Probleemstelling en oriëntatie van het onderzoe k

Om het veiligheidsprobleem en het vraagstuk van de ruimtelijke kwaliteit goed te kunnen

analyseren is de KBA in twee delen gesplitst:

• Het eerste deel, een KBA van het veiligheidsprobleem, richt zich op de afweging van kosten en

baten die het handhaven dan wel vergroten van de veiligheid met zich meebrengt.

• Het tweede deel van het onderzoek, een kosteneffectiviteitanalyse (KEA) van maatregelen en

pakketten, is gericht op een vergelijking van de kosten van maatregelen en maatregelpakketten

in het licht van de effecten die deze hebben op de veiligheid én op de ruimtelijke kwaliteit in het

rivierengebied.

Het voorliggende stuk is gewijd aan het tweede deel, de kosteneffectiviteitanalyse.

20

De reikwijdte van een KEA is kleiner dan die van een kosten-batenanalyse (KBA). De opzet

van een KBA is om alle maatschappelijke kosten en baten van een investeringsproject

systematisch te inventariseren en deze kosten en baten zoveel mogelijk uit te drukken in

geldbedragen. Het veiligheidsonderzoek in deel 1 is een kosten-batenanalyse van acties om

veiligheid tot stand te brengen, resulterend in optimale veiligheidsnormen voor dijkringen met

een bijbehorende investeringsstrategie. Zodoende is het veiligheidsonderzoek ook een kosten–

batenanalyse van de veiligheidsnormen in de Wet op de waterkering en is daardoor het nut van

de PKB Ruimte voor de Rivier globaal onderzocht.

In KEA staat doelmatigheid centraal: het bereiken van een vaststaand doel met zo laag

mogelijke kosten dan wel het zo veel mogelijk naderbij brengen van een doel met een

vaststaand budget. Een KBA geeft antwoord op de vraag: dient een project doorgang te vinden?

Een KEA geeft antwoord op de vraag: wat is de meest efficiënte manier om een doel na te

streven? Hoewel KEA dus tot minder verstrekkende conclusies leidt dan KBA, kan KEA in

voorkomende gevallen toch een geschikter analyse-instrument zijn dan KBA. In het geval van

het project RvdR zijn er drie redenen om in dit tweede deel van het onderzoek te kiezen voor

KEA. Deze worden hieronder besproken.

Waardering van ruimtelijke kwaliteit

De eerste en belangrijkste reden om voor KEA te kiezen heeft te maken met de

nevendoelstelling van het project: het bevorderen van ruimtelijke kwaliteit in het

rivierengebied. Het is buitengewoon moeilijk om de niet-geprijsde maatschappelijke baten van

ruimtelijke kwaliteit in geld uit te drukken. Nu zijn de methoden en technieken om de geldelijke

waardering van maatschappelijke baten te schatten voortdurend in ontwikkeling. Te denken valt

aan enquêtes die zich richten op zogeheten stated preferences (voorkeuren die mensen

uitspreken, tegenover revealed preferences, voorkeuren die blijken uit geobserveerd gedrag). In

het geval van het project RvdR zou de voorbereiding en uitvoering van een dergelijk onderzoek

een enorme, tijdrovende opgave zijn.

Dit hangt samen met het grote aantal maatregelen en mogelijke pakketten en ook met het

grote aantal betrokkenen. Bovendien is het operationaliseren van het begrip ruimtelijke

kwaliteit problematisch. De veelzijdigheid van het begrip maakt het moeilijk om alle mogelijk

relevante aspecten te benoemen, laat staan deze te kwantificeren of zelfs maar te ordenen. Het

lijkt daarom ondoenlijk om een schatting in geldeenheden te maken van de maatschappelijke

waardering van ‘ruimtelijke kwaliteit’. Tenslotte zijn de uitkomsten van onderzoek naar stated

preferences niet onomstreden.5 Mede vanwege de complexiteit van het concept ruimtelijke

kwaliteit is het de vraag of de uitkomsten van dergelijk onderzoek in het kader van het project

RvdR breed gedragen zouden worden.

In projectanalyses waarin moeilijk in geld uit te drukken effecten een betrekkelijk kleine rol

spelen, probeert men veelal de waardering van deze effecten met een kunstgreep te benaderen, 5 Zie bijvoorbeeld Stolwijk (2004) over problemen die het concept contingent valuation met zich meebrengt

21

of men probeert zelfs het probleem helemaal te omzeilen. Is dat niet mogelijk, dan worden

dergelijke effecten wel benoemd en ook zoveel mogelijk in fysieke termen gekwantificeerd,

maar niet gemonetariseerd. Een KBA verliest echter sterk aan betekenis als men er niet in slaagt

belangrijke projecteffecten in geldbedragen uit te drukken. Het opstellen van een zinvolle KBA

vereist de geldelijke waardering van een substantieel deel van de maatschappelijke kosten en

baten. Een KBA van het project RvdR waarin ruimtelijke kwaliteit slechts pro memorie

figureert, zou uiterst onbevredigend zijn. KBA mist dan zijn doel, omdat beleidsmakers juist

belang hechten aan beide projectdoelstellingen, veiligheid én ruimtelijke kwaliteit, en dus een

integrale afweging van alle maatschappelijke kosten en baten willen maken.

Formulering van projectalternatieven

Een tweede reden om voor een KEA te kiezen is de onmogelijkheid om op voorhand een

handelbare verzameling projectalternatieven te formuleren, een gebruikelijke procedure bij het

maken van een KBA. Het probleem is opnieuw dat het aantal mogelijke oplossingsrichtingen zo

groot is. Zou men – zeg – tien alternatieve maatregelpakketten ontwerpen en die aan een

analyse onderwerpen, dan zou men bij lange na geen recht doen aan alle mogelijke oplossingen

van het veiligheidsprobleem, niet in de laatste plaats omdat zij verschillende effecten op

ruimtelijke kwaliteit teweeg brengen. In plaats hiervan zoeken we een methode om maatregelen

optimaal te combineren tot een maatregelenpakket. Centraal staan dan de bijdragen van

afzonderlijke maatregelen aan de twee projectdoelen en de kosten van maatregelen; anders

gezegd: de efficiëntie van maatregelen. We zoeken een instrument om maatregelen met elkaar

te vergelijken en om maatregelen te rangschikken.

Beschikbaarheid van gegevens

Een praktische en positieve reden tenslotte om te kiezen voor een KEA is de beschikbaarheid

van gegevens die zo’n analyse mogelijk maken. Gegevens over de effecten van meer dan 700

waterstandverlagende maatregelen zijn bijeen gebracht in een database die bekend staat als de

‘Blokkendoos’. Deze gegevensverzameling komt uitgebreid ter sprake in hoofdstuk 1.

1.3 Kosteneffectiviteitanalyse

KEA vereist allereerst het kwantificeren van de (voornaamste) projectbaten in fysieke termen.

Ook ordinale scores, zoals de beoordeling van een projecteffect in de vorm ‘slecht - neutraal -

goed’ zijn bruikbaar. In de tweede plaats dienen de kosten van het project bekend te zijn. Zo

stellen we bijvoorbeeld vast dat een project – een maatregel – een toename van het areaal natuur

van een bepaald type tot gevolg heeft. De omvang van de toename in hectares en de totale

maatregelkosten in euro’s zijn bekend. Nu vragen we ons af:

22

• Is natuurontwikkeling op de desbetreffende plek duurder of goedkoper dan op andere locaties in

het rivierengebied?

• Hoe verhouden de kosten zich tot de kosten die elders in Nederland gemoeid zijn met het

realiseren van gelijksoortige baten?

• Hoeveel moet de baat ons minimaal waard zijn om de realisatie daarvan te rechtvaardigen?

Of de realisatie van een baat het geld waard is, is uiteindelijk een politieke beslissing. Geen van

de vragen en antwoorden die in een KEA aan de orde zijn, betreft de investeringsbeslissing zelf,

dat wil zeggen de beslissing of een project doorgang dient te vinden. De KEA bedoelt de

besluitvorming te ondersteunen door inzicht te geven in de kosten van onderdelen van het

maatregelenpakket en door zichtbaar te maken hoe die kosten zich verhouden tot de kosten van

min of meer gelijksoortige projecten. KEA brengt onderscheid aan tussen betrekkelijk

goedkope, kosteneffectieve en betrekkelijk dure, kostenineffectieve maatregelen. De analyse

moet vooral gezien worden als een grove zeef en als een hulpmiddel bij het samenstellen van

het maatregelenpakket.

Het is niet zo dat maatregelen die betrekkelijk kostenineffectief blijken te zijn, per se niet

langer voor opname in het maatregelenpakket in aanmerking komen. Ten eerste omdat de

mogelijk te nemen maatregelen niet alle onderling uitwisselbaar zijn; zo kan het zijn dat er op

een bepaalde locatie in het riviersysteem slechts één manier is om het veiligheidsprobleem op te

lossen. Ten tweede is het onmogelijk om alle aspecten die voor de besluitvorming mogelijk van

belang zijn, in de KEA te betrekken. Wél is het zo, dat de beslissing om een betrekkelijk

ineffectieve maatregel uit te voeren expliciete onderbouwing behoeft.

1.4 Leeswijzer

Dit rapport begint met een uiteenzetting van kosteneffectiviteitanalyse in hoofdstuk 2. De

uiteenzetting richt zich vooral op de bijzonderheid dat het project RvdR niet één, maar twee

doelstellingen met verscheidene dimensies heeft. Dat vereist de ontwikkeling van een speciale

methode. Deze wordt toegelicht aan de hand van een cijfervoorbeeld. De daarvoor gebruikte

cijfers dateren overigens van juli 2003; in hoofdstuk 4 komt hetzelfde voorbeeld nogmaals kort

ter sprake, dit maal met gebruikmaking van de meest actuele gegevens van februari 2005.

De gegevens die ten grondslag liggen aan de KEA, zijn afkomstig uit een gegevensbank die

bekend staat als de ‘Blokkendoos’. Deze gegevensverzameling wordt besproken in hoofdstuk 1.

Het schatten van de standaardkosten, de in deze studie gebruikte norm voor de evaluatie van

maatregelen en maatregelpakketten, wordt toegelicht in Bijlagen B en C.

De schattingsuitkomsten worden besproken in hoofdstuk 4. Dit hoofdstuk bevat ook de

conclusies ten aanzien van kosteneffectiviteit.

Hoofdstuk 5 tenslotte geeft een aanvullende beschouwing over de macro-economische

gevolgen van het project, waaronder de gevolgen voor de landbouw.

23

2 Kosteneffectiviteit in het kader van project Ruim te voor de Rivier

2.1 Ruimtelijke kwaliteit

2.1.1 Wat verstaan we onder ruimtelijke kwaliteit?

De maatregelen in het project Ruimte voor de Rivier (RvdR) beïnvloeden alle op hun eigen,

verschillende wijze de ruimtelijke kwaliteit. Om uiteindelijk tot een bepaling van de kosten van

ruimtelijke kwaliteit te komen, is het van belang te weten welke maatregelen in potentie een

bijdrage leveren aan het versterken van de ruimtelijke kwaliteit, welke neutraal uitwerken en

welke afbreuk doen aan de ruimtelijke kwaliteit.

We stuiten daarbij direct op de conceptueel lastige vraag wat wel en wat niet onder het begrip

ruimtelijke kwaliteit valt. In deze analyse wordt uit het oogpunt van vergelijkbaarheid zoveel

mogelijk aansluiting gezocht bij datgene wat in het project RvdR als bijdragend tot de

ruimtelijke kwaliteit wordt beschouwd, met de Richtlijnen voor de m.e.r. en het

Beoordelingskader (Werkgroep Beoordelingskader, 2004) als uitgangspunten. In navolging van

Elsinga (2003) worden de volgende functies in het begrip ruimtelijke kwaliteit betrokken:

• Landschap, cultuurhistorie en archeologie;

• Bodem en water;

• Ruimtegebruik:

• Natuur

• Landbouw

• Recreatie

• Wonen en werken

• Scheepvaart

Ruimtelijke kwaliteit is echter meer dan de simpele som der delen. Deze meerwaarde vloeit

voort uit de samenhang tussen de afzonderlijke functies, onder andere gereflecteerd in

meervoudig ruimtegebruik, duurzaamheid en diversiteit.

2.1.2 Wat weten we van ruimtelijke kwaliteit in rel atie tot het project Ruimte voor de Rivier?

Informatie over mogelijk te nemen maatregelen in het kader van het project RvdR is

systematisch bijeen gebracht in een database applicatie die bekend staat als de ‘Blokkendoos’.6

Deze Blokkendoos omvat gegevens over ruim 700 mogelijke maatregelen. Uit deze

6 Zie hoofdstuk 3 voor een gedetailleerde bespreking van de Blokkendoosgegevens.

24

maatregelen worden uiteindelijk de pakketten samengesteld. In het besluitvormingsproces

speelt de Blokkendoos een centrale rol in de verstrekking van geüniformeerde informatie.

Ruimtelijke kwaliteit en de daaronder ressorterende functies hebben – samen met andere

aspecten als inrichting en aanleg - een plaats in de Blokkendoos. Niet alle functies van

ruimtelijke kwaliteit komen daarin afzonderlijk aan bod. Zo ontbreekt de functie landschap.

Ook worden sommige functies slechts op onderdelen benoemd, terwijl in relatie tot ruimtelijke

kwaliteit dikwijls veel meer over deze functies gezegd kan worden. Water bijvoorbeeld wordt

wel beschreven in termen van veiligheid, maar waterkwaliteit blijft buiten beschouwing. En

waar vinden we bijvoorbeeld de dimensie ‘zicht op fraaie waterpartijen’, om iets willekeurigs te

noemen? De Blokkendoos is dus niet volledig in de weergave van de verschillende dimensies

van de functies die samen de ruimtelijke kwaliteit bepalen. Belangrijk is ook dat de

eerdergenoemde begrippen samenhang en diversiteit - die in relatie tot ruimtelijke kwaliteit zo

belangrijk zijn - niet in de Blokkendoos zijn opgenomen.

Welke informatie over ruimtelijke kwaliteit omvat de Blokkendoos dan wel? Zij bevat vooral

veel informatie over de fysieke omvang en reikwijdte van de maatregelen, in termen van

aantallen, oppervlakten en inhouden. De Blokkendoos is over deze absolute aantallen, hectares

en kubieke meters redelijk compleet. Zij omvat niet alleen informatie over grondverzet,

dijkverleggingen en kunstwerken. Ook de voorziene netto verandering in het areaal natuur

(onderscheiden naar gebiedstype, ‘ecotoop’ genoemd) en overlappingen met het areaal dat valt

onder de Vogelrichtlijn, de Habitatrichtlijn en de Ecologische Hoofdstructuur (EHS), zijn

opgenomen in de Blokkendoos.

De Blokkendoos bevat ook kwalitatieve experts’ judgements. Deze hebben betrekking op

het verwachte effect van een maatregel op natuurwaarde, cultuurhistorische waarde en recreatie.

Ook wordt een oordeel gegeven in hoeverre maatregelen voldoen aan wat in bestaande

natuurrichtlijnen is voorgeschreven, en wordt het effect van elke maatregel op de ruimtelijke

kwaliteit in zijn geheel beoordeeld.

2.2 Bepaling van de kosteneffectiviteit

Om tot een goede afweging tussen maatregelen en pakketten te komen is een gericht criterium

nodig waarmee we kunnen vaststellen of uitvoering van een maatregelen of pakket ‘waar voor

ons geld levert’. Dit kan met behulp van het begrip kosteneffectiviteit.

Kosteneffectiviteit geeft inzicht in de verhouding tussen effecten en kosten van een

maatregel, activiteit of project. Als kengetal is kosteneffectiviteit het gemakkelijkst te hanteren

als de kosten per eenheid effect. Hierbij is het dus niet nodig om het effect in geldeenheden te

waarderen. Effecten kunnen gemeten worden in fysieke eenheden, zoals een oppervlak

maatgevende hoogwaterstand(MHW)-winst in vierkante meter of een oppervlak natuurgebied

25

in hectare. Op deze manier geschreven stelt de kosteneffectiviteit als kengetal hetzelfde voor

als, zeg, de prijs van een brood of een liter benzine. Een hoog kengetal wijst op een duur

product, een laag kengetal wijst op een goedkoop product. Aan de hand van

kosteneffectiviteitanalyse (KEA) kunnen we van projectalternatieven bepalen welk alternatief

de gegeven projectdoelstelling tegen de laagste kosten realiseert. Omgekeerd kan met

kosteneffectiviteitanalyse ook worden bepaald welk alternatief bij een gegeven budget het

‘beste’ resultaat bewerkstelligt.

Een kosteneffectiviteitanalyse omvat doorgaans de volgende stappen:

• Het vaststellen van het doel dat men wil bereiken.

• Het identificeren van alternatieve wijzen van verwezenlijking van het doel.

• Het bepalen van de investerings-, exploitatie- en onderhoudskosten voor elk van de

alternatieven, contant gemaakt naar het basisjaar.

• Opsporen van mogelijke neveneffecten en nagaan welke kosten gemaakt moeten worden om te

voorkomen dat randvoorwaarden worden overschreden.

• Prioritering van alternatieven op basis van de bepaalde kengetallen van kosteneffectiviteit.

Om de kosteneffectiviteit in beeld te brengen volstaan de eerste vier stappen. Betrekken we dit

algemene stappenplan op de maatregelen bij RvdR, dan constateren we dat de meeste stappen

direct of indirect in de Blokkendoos al in kaart zijn gebracht:

Bepaling van doelen

Elke maatregel beoogt in principe een bijdrage te leveren aan zowel de veiligheid als de

ruimtelijke kwaliteit. In de Blokkendoos is de veiligheidsbijdrage van elke maatregel

gedocumenteerd in termen van de MHW-winst in vierkante meters. Deze gecalculeerde

verwachte bijdrage aan de veiligheid wordt hier gemakshalve gelijkgesteld aan het doel van de

betreffende maatregel op het vlak van veiligheid. Het uiteindelijke doel van het project RvdR

wordt alleen bereikt met een combinatie van verschillende maatregelen.

Ruimtelijke kwaliteit als doel komt in de gedaante van de in paragraaf 2.1.1 genoemde

functies terug in de vorm van aanwinst van natuur, al dan niet alledaagse of bijzondere

ecotopen, overlap met de EHS, et cetera. Doelen op het vlak van ruimtelijke kwaliteit op

maatregelniveau zijn echter niet expliciet gedefinieerd. Net als bij veiligheid wordt daarom

verondersteld dat de beoogde doelen gelijk mogen worden gesteld aan de verwachte

veranderingen in positieve zin.

Met het oog op het bepalen van de kosteneffectiviteit wordt de ruimtelijke kwaliteit,

afhankelijk van de functie die in beschouwing wordt genomen, als hoeveelheid gedefinieerd:

hectares natuur, ecotopen, EHS-verbinding, et cetera. Ook kan worden geprobeerd om

kwalitatieve oordelen (in de vorm van rangordes) toe te voegen.

26

Baten, prijzen en waardering

Hoe waarderen we de baten van veiligheid? En hoe waarderen we bijvoorbeeld een EHS-verbinding? Of het verdiepen

van een uiterwaard ten opzichte van het alternatief dijkverhoging? Doorgaans – en zo ook in de Blokkendoos – worden

effecten gewaardeerd door experts te vragen naar hun oordeel over het beoogde effect van een maatregel. Deze

experts’ judgements worden vervolgens samengevoegd en gewogen tot een kwalitatief totaaloordeel, in termen van

goed, neutraal of slecht (ofwel ++, +, 0, -, --). Een economische waardering van effecten van een maatregel vraagt

echter om meer. Het liefst zouden we de effecten in monetaire termen, tegen geld, willen waarderen. Immers, dan is

een vergelijking van maatschappelijke kosten en baten over de projectduur mogelijk en kan een prioritering van

maatregelen op grond van netto maatschappelijke baten gemaakt worden. Maar effecten zijn niet altijd even

gemakkelijk in geld uit te drukken. Dit geldt in bijzondere mate voor effecten op het gebied van ruimtelijke kwaliteit van

het project RvdR. In veel gevallen gaat het om goederen of diensten – een mooi landschap of vergezicht, een fraaie

ecotoop, rust of frisse lucht worden door economen ook als goederen of diensten beschouwd − die geen prijs kennen

omdat er geen markt voor bestaat. Economen spreken in dit verband wel van ontbrekende markten (missing markets).

De laatste decennia zijn er tal van methoden bedacht om dergelijke goederen of diensten toch te kunnen waarderen,

bijvoorbeeld op basis van stated preferences (enquêtes) waarin het begrip willingness to pay (bereidheid te betalen)

een belangrijke rol speelt en ook langs indirecte weg aan de hand van andere goederen die wel een prijs hebben.

Ruimtelijke kwaliteit komt namelijk soms indirect, als het ware verborgen, in prijzen tot uitdrukking. Dit geldt bijvoorbeeld

voor de aantrekkelijkheid van een locatie voor de functies wonen en werken. De prijs van de aantrekkelijkheid van een

locatie ligt impliciet besloten in de prijzen van woningen, gebouwen en bedrijventerreinen. Welk prijseffect van deze

aantrekkelijkheid uitgaat, kan onder andere bepaald worden aan de hand van de hedonische methode (zie paragraaf

2.4). Het feit dat er een markt voor een goed of dienst bestaat, behoeft overigens nog niet te betekenen dat de prijs die

tot stand komt, de maatschappelijke schaarste reflecteert. Een markt kan ook gebrekkig werken (failing markets). Denk

bijvoorbeeld aan monopolies of andere vormen van prijszetting. In dergelijke gevallen is de prijs die op de markt tot

stand komt, geen goede afspiegeling van de relatieve schaarsteverhoudingen en dient een correctie plaats te vinden

om te komen tot een correcte maatschappelijke waardering.

Identificatie van alternatieven

De ‘alternatieve wijzen van verwezenlijking van het doel’ in het hierboven vermelde

stappenplan worden in de Blokkendoos gerepresenteerd door de verschillende maatregelen.

Deze zijn voor elke riviertak − en daarbinnen per riviertraject − apart gedefinieerd. Per traject is

doorgaans meer dan één alternatief voorhanden. Elke maatregel heeft daarbij een verschillend

effect op zowel veiligheid als ruimtelijke kwaliteit.

Bepaling van kosten

De kosten die in de Blokkendoos zijn opgeslagen, omvatten voor elke maatregel afzonderlijk

schattingen van zowel investeringskosten als de meerkosten van beheer en onderhoud, van

groot onderhoud, van herinvestering en van de schade van gecontroleerde overstroming

(voorzover van toepassing). Bovendien is per maatregel een kostentotaal opgevoerd. Er zijn

echter geen kosten toegerekend aan afzonderlijke effecten van de maatregel zoals aan

veiligheidswinst of aan creatie van natuur, EHS of andere functies die vallen onder het begrip

ruimtelijke kwaliteit. Ook geeft de Blokkendoos geen waardering in geldtermen van de

27

verliezen aan areaal archeologische verwachtingswaarde, van het verlies aan archeologische

monumenten en van Rijksmonumenten.

Het kostenbegrip dat in de Blokkendoos wordt gehanteerd, is dat van begrote uitgaven:

uitgaven die nu of in de toekomst gedaan moeten worden om de geplande maatregel naar

behoren uit te voeren. Daarbij gaat het vooral om vergravingen, dijkaanleg of verlegging en de

aanleg van kunstwerken en hun beheer en onderhoud. De kosten zijn vervolgens contant

gemaakt, dat wil zeggen herleid naar één kapitaalsbedrag in het startjaar van het project, om een

goede vergelijking tussen de kosten van verschillende maatregelen mogelijk te maken.

Kosteneffectiviteit in de Blokkendoos

Kosteneffectiviteit komen we als begrip al wel tegen in de Blokkendoos alwaar het wordt

toegepast op veiligheid. Dit gebeurt door alle kosten van een maatregel integraal toe te rekenen

aan de verwachte bijdrage aan het doel veiligheid, gemeten als het oppervlak MHW-winst in

vierkante meters. De kosteneffectiviteit van ruimtelijke kwaliteit blijft in de Blokkendoos buiten

beeld.

Impliciet wordt er bij de bepaling van de kosteneffectiviteit in de Blokkendoos van

uitgegaan dat veiligheid het enige doel is dat van belang is. Deze veronderstelling is moeilijk

houdbaar gezien de dubbele doelstelling van veiligheid en ruimtelijke kwaliteit van het project

RvdR en gezien de gerichtheid van vele maatregelen afzonderlijk op het bereiken van beide

doelen. Zo stuiten wij op het probleem van de toerekening van kosten aan verschillende baten.

De toerekeningkwestie vormt een niet onbelangrijk probleem bij het bepalen van de

kosteneffectiviteit, zowel voor de aggregaten veiligheid en ruimtelijke kwaliteit als voor de

kosteneffectiviteit van de afzonderlijke functies die samen het containerbegrip ruimtelijke

kwaliteit vormen. We lichten dit probleem in de volgende paragraaf verder toe en stellen in

paragraaf 2.4 een oplossing voor.

2.3 Kosteneffectiviteit nader geïllustreerd 7

2.3.1 Keuze traject voor illustratie

Om het begrip kosteneffectiviteit in relatie tot ruimtelijke kwaliteit nader te illustreren en

inhoud te geven worden in het navolgende enkele concrete maatregelen op het IJsseltraject

Deventer-Wapenveld bekeken. Het gaat daarbij om maatregelen van het type ‘groene rivier’ en

het type ‘grootschalige dijkverlegging’. Van de maatregel groene rivier zijn twee varianten

ontworpen, namelijk een variant huidig landgebruik met retentiefunctie en een variant natuur.

Van beide zijn gegevens over het gehele traject (Deventer-Wapenveld) en over een deel van dat

7 Alle numerieke specificaties van maatregelen die in deze paragraaf ter sprake komen, zowel als de gegevens die ten

grondslag liggen aan de analyse in paragraaf 2.5, zijn ontleend aan versie 4 van de Blokkendoos d.d. 23 juli 2003. De KEA

van maatregelen en pakketten, besproken in hoofdstuk 3, hoofdstuk 4 en Bijlage B, is gebaseerd op de meest actuele

gegevens, die dateren van februari 2005. De in paragrafen 2.3 en 2.5 besproken rekenvoorbeelden hebben een louter

illustratief karakter; de uitkomsten zijn niet richtinggevend voor de keuze van maatregelen.

28

traject (Veessen-Wapenveld) voorhanden. Van de maatregel grootschalige dijkverlegging is

voor de bypass Deventer gekozen. Van deze maatregel is geen (ander) alternatief voorhanden,

noch een andere variant.

De genoemde maatregelen sluiten elkaar grotendeels uit. Zo is de groene rivier variant

‘natuur’ logischerwijs niet combineerbaar met de groene rivier variant ‘huidig landgebruik’ en

vormt het traject Veessen-Wapenveld een deel van het traject Deventer-Wapenveld. De bypass

rond Deventer is wel combineerbaar met de beperkte groene rivier verder stroomafwaarts op het

traject Veessen-Wapenveld, maar niet met een groene rivier over het gehele traject.

We kijken eerst naar de kosteneffectiviteit van deze maatregelen in relatie tot veiligheid

(paragraaf 2.3.2). Daarna richten we het vizier op ruimtelijke kwaliteit (paragraaf 2.3.3).

2.3.2 Kosteneffectiviteit toegepast op veiligheid

In de Blokkendoos treffen we het begrip kosteneffectiviteit aan als het oppervlak MHW-winst

in vierkante meter dat naar verwachting gerealiseerd wordt per miljoen euro aan investeringen

in aanleg, inrichting, onderhoud en beheer van de betreffende maatregel. Kosteneffectiviteit

wordt in de Blokkendoos uitsluitend toegepast op veiligheid en niet op ruimtelijke kwaliteit.

Tabel 2.1 Kosteneffectiviteit veiligheid van 5 maat regelen langs de IJssel

1 2 3 4 5

MHW-winst Kosteneffectiviteit:

MHW-winst per

geldeenheid

Kosteneffectiviteit:

Geld per eenheid

MHW-winst

Rangorde

m

2 m

2 per miljoen euro duizend euro per m

2

Groene rivier Deventer-Wapenveld:

variant ‘natuur’

25 963

9

108

5

Groene rivier Deventer-Wapenveld:

variant ‘huidig landgebruik’

29 842

77

13

2

Groene rivier Veessen-Wapenveld:


13 066

24

42

3

Groene rivier Veessen-Wapenveld:


14 101

134

7

1

Dijkverlegging bypass Deventer 4 623 17 58 4

In Tabel 2.1 is de kosteneffectiviteit van de vijf geselecteerde maatregelen in relatie tot

veiligheid in beeld gebracht. In kolom 3 is de kosteneffectiviteit weergegeven in verwachte m2

MHW-winst per miljoen euro, conform de wijze van presenteren in de Blokkendoos. In kolom

4 wordt de kosteneffectiviteit weergegeven in benodigde euro’s per m2 MHW-winst. Hoewel de

wijze van presentatie verschilt, geven beide kolommen dezelfde informatie. In dit rapport wordt

verder gebruik gemaakt van de tweede presentatiewijze, omdat deze beter aansluit bij het

dagelijks spraakgebruik. Daarin spreken we over het aantal euro’s dat een brood kost en niet

29

over het aantal grammen brood dat we per euro kunnen kopen. In deze presentatie geeft een

groot getal (kolom 4) aan dat de maatregel duur is en dat de kosteneffectiviteit van de maatregel

laag is. Hoe kleiner het getal, des te goedkoper is de maatregel en des te groter is de

kosteneffectiviteit.

De uitkomsten zijn vervolgens gerangschikt (kolom 5). Zoals te verwachten valt (aangezien

we alleen veiligheidswinst in beschouwing nemen), zijn de twee maatregelen gericht op huidig

landgebruik beduidend goedkoper en daarmee kosteneffectiever dan de beide

natuurmaatregelen. Interessant is dat de maatregel met natuur over het gehele traject gelet op de

bereikte veiligheid beduidend minder kosteneffectief is dan de maatregel met natuur op het

noordelijker deel Veessen-Wapenveld van het traject (factor 2,5).

2.3.3 Kosteneffectiviteit toegepast op ruimtelijke kwaliteit

We kunnen het begrip kosteneffectiviteit ook alleen toepassen op ruimtelijke kwaliteit. In dit

voorbeeld richten we ons vizier op één dimensie (functie) van ruimtelijke kwaliteit, namelijk

netto vergroting van het areaal natuur. De andere dimensies van ruimtelijke kwaliteit die in

beeld zijn gebracht in de Blokkendoos, zijn weergegeven in tabel 2.2. Deze tabel geeft de

veranderingen in areaal (hectares) en aantallen van de in de Blokkendoos benoemde functies.

Aangezien de maatregelen huidig landgebruik zijn op te vatten als retentiemaatregelen die geen

grote fysieke ingrepen in de bestaande situatie vereisen, worden deze maatregelen in de tabel

buiten beschouwing gelaten. Voor deze maatregelen wordt verondersteld dat de huidige

natuurwaarden intact worden gelaten.

Naast deze veranderingen in het areaal natuur zijn de totale kosten per maatregel bekend.

Een uitsplitsing of toerekening van deze kosten naar de afzonderlijke functies – het areaal

natuur in dit voorbeeld − ontbreekt echter. Op grond van de beschikbare informatie kunnen we

deze informatie voor sommige maatregelen echter wel destilleren. Immers, de maatregel huidig

landgebruik en de maatregel natuur op beide trajecten laten zich goed met elkaar vergelijken.

Weliswaar is de veiligheidswinst van beide varianten niet gelijk, maar de verschillen zijn niet

groot en kunnen daarom even worden verwaarloosd. Door nu de kosten van de maatregel huidig

landgebruik af te trekken van de kosten van de maatregel natuur krijgen we een benadering

voor de toe te rekenen kosten aan natuur, zie tabel 2.3.

De kosteneffectiviteit van de natuurvarianten van beide groene rivieren, gemeten in euro’s

per hectare te realiseren natuur, is nu voor beide trajecten te berekenen. De resultaten zijn

weergegeven in tabel 2.4. Op grond van deze tabel kan geconcludeerd worden dat de

natuurvariant van de groene rivier natuur op het deeltraject Veessen-Wapenveld het meest

kosteneffectief is in termen van ruimtelijke kwaliteit. Zij scoort een factor 1,8 beter in termen

van kosteneffectiviteit dan toepassing van dezelfde maatregel op het gehele traject.

30

Tabel 2.2 Effecten van maatregelen langs de IJssel – ruimtelijke kwaliteit a

Groene rivier

Deventer-Wapenveld

Variant ‘natuur’

Groene rivier

Veessen-Wapenveld

Variant ‘natuur’

Grootschalige

dijkverlegging

bypass Deventer

Ontwikkeling netto areaal natuur, waarvan (in ha): 2 141,1 717,2 199,7

Toename ecotoop natuurlijk grasland 2 141,1 717,2 199,7

Areaal in NB-wet, waarvan (in ha): 0,2 0,0 0,2

Toename areaal Vogelrichtlijn 0,2 0,0 0,2

Toename areaal Habitatrichtlijn 0,0 0,0 0,0

Toename areaal EHS 2 161,1 746,7 147,5

Toename areaal natuur 0,0 0,0 0,0

Verlies archeologische monumenten (aantal) − − −

Verlies areaal archeologische

verwachtingswaarde (aantal)

− − −

Verlies Rijksmonumenten (aantal) − − −

Verlies cultuurhistorie, overig ? ? ?

Verlies rust, ruimte en overige beleving landschap ? ? ?

Samenhang ? ? ?

Diversiteit ? ? ?

a De cursief aangegeven categorieën maken geen deel uit van de Blokkendoos en zijn slechts als illustratie van ontbrekende

componenten in de Blokkendoos opgenomen, zonder overigens de pretentie van volledigheid te hebben.

Tabel 2.3 IJssel-maatregelen – toegerekende kosten van natuur

Variant ‘huidig

landgebruik’

Variant ‘natuur’ Verschil

miljoen euro

Groene rivier Deventer-Wapenveld 390 2 808 2 418

Groene rivier Veessen-Wapenveld 105 553 448

Tabel 2.4 Kosteneffectiviteit van IJssel-maatregele n – ruimtelijke kwaliteit, functie natuur

Deventer-Wapenveld Veessen-Wapenveld

miljoen euro per hectare

Kosten per eenheid 1,1 0,6

Bij de bepaling van de kosteneffectiviteit van de verschillende aspecten (‘functies’) van

ruimtelijke kwaliteit zoals natuur, landschap, cultuurhistorie op maatregelniveau, vormt

informatie over kosten van ieder aspect een essentiële ingrediënt. Het bovenstaande voorbeeld

illustreert hoe op grond van kosteninformatie van verschillende varianten van eenzelfde type

maatregel nader inzicht kan worden verkregen in de kosten van één aspect van ruimtelijke

kwaliteit.

31

Deze vergelijkende methode is echter niet bruikbaar voor de bepaling van de kosten van alle

functies die onder de noemer ruimtelijke kwaliteit vallen. Dit valt direct in te zien aan de hand

van de grootschalige dijkverlegging Bypass Deventer uit het bovenstaande voorbeeld. Van deze

maatregel is noch een alternatief, noch een variant voorhanden, waardoor bovengenoemde

methode niet werkt. Daarnaast werkt de bovenstaande methode niet goed omdat tegelijk met de

verandering van huidig landgebruik naar natuur ook de veiligheidswinst is veranderd. Met die

verandering in veiligheidswinst is in de berekening in tabel 2.4 geen rekening gehouden.

Willen we voor elke maatregel afzonderlijk uitspraken over de kosten van functies van

ruimtelijke kwaliteit doen, dan dienen we dus op zoek te gaan naar een andere, meer

omvattende methodiek.

2.4 Een algemeen toepasbare methode ter bepaling va n de kosteneffectiviteit

Gemiddelde kosten bepalen met regressieanalyse

Een generalisatie van bovenstaande benadering is toepassing van een statistische methode

bekend onder de naam regressieanalyse. Immers, we weten zowel de totale kosten van alle

afzonderlijke maatregelen als bijbehorende gegevens over beide doelen veiligheid en

ruimtelijke kwaliteit, zelfs uitgesplitst naar functies. Met regressieanalyse kan nu op basis van

het grote aantal maatregelen in de Blokkendoos een goed beeld worden verkregen van de kosten

per eenheid voor de beide doelen veiligheid en ruimtelijke kwaliteit afzonderlijk, gemiddeld

over alle maatregelen. Op basis van deze gemiddelde kosten per eenheid kan vervolgens een

globale inschatting worden gemaakt van de verwachte kosten van ruimtelijke kwaliteit op

maatregelen pakketniveau.

Parallellen met de hedonische methode

Vanuit econometrisch oogpunt vertoont de bovenstaande benadering vergaande parallellen met

de hedonische schattingsmethode om prijzen van karakteristieken van producten te bepalen. In

het kader op pagina 32 worden de parallellen van de hier voorgestelde methode met de

hedonische methode inzichtelijk gemaakt.

Wel moet bedacht worden dat de hedonische methode doorgaans wordt gebruikt om feitelijke

consumentenprijzen te verklaren uit de diverse ‘nuttigheden’ die een goed of dienst aan zijn

gebruikers verschaft. Het consumentengoed is dan aangeschaft, zodat uit de prijs ervan de

voorkeur van de consument blijkt. Daarom kan het nut van de onderdelen (hoewel nog niet

afzonderlijk bekend) de prijs van het totaal verklaren. In de Blokkendoos staan echter nog niet

uitgevoerde maatregelen geregistreerd. Van al deze maatregelen zal uiteindelijk maar een

betrekkelijk klein deel gerealiseerd worden. Wij gaan dus niet verder dan het toerekenen van

32

(gemiddelde) kosten aan componenten.8 In economische zin is er dus wel een belangrijk

verschil tussen standaardkosten en hedonische prijzen.9

Hedonische prijzen

Het basisidee dat ten grondslag ligt aan de hedonische methode, is dat prijzen en prijsveranderingen van een

heterogeen goed of dienst kunnen worden geanalyseerd en verklaard door het product te desaggregeren naar

karakteristieken (Griliches 1961 in een baanbrekend artikel over autoprijzen; Lancaster 1971). Lancaster definieert

dergelijke goederenkarakteristieken als objective properties of things that are relevant to people. Deze karakteristieken

kunnen worden opgevat als homogene economische variabelen die samen het heterogene goed vormen. De

consument is geïnteresseerd in de karakteristieken van een goed en niet zozeer in het product zelf. Zo is hij niet

geïnteresseerd in een computer op zich, maar in wat die computer kan doen in termen van rekensnelheid en

geheugencapaciteit. De hedonische methode tracht daarmee feitelijke prijzen te verklaren uit het nut dat een goed of

dienst verschaft aan zijn gebruikers.

De hedonische methode maakt eveneens gebruik van regressieanalyse om het effect van individuele karakteristieken te

schatten op de prijs van een product. Daartoe wordt de totale prijs als volgt verklaard met behulp van de te schatten

prijzen van de diverse karakteristieken:

εδγβα +++++= 4321 xxxxcp

waarin p de prijs van het product is en x1, x2, x3 en x4 – in dit voorbeeld − vier verschillende karakteristieken

representeren en ε een storingsterm is.

De hedonische methode wordt onder meer toegepast om kwaliteitsveranderingen van een product beter in

prijsindexberekeningen tot uiting te laten komen. Dit is vooral van belang voor producten die een snelle technologische

ontwikkeling doormaken, zoals de computer. De prijsontwikkeling van computers wordt voor de berekening van de

prijsindex aldus gecorrigeerd voor kwaliteitsveranderingen in de vorm van veranderingen in technische karakteristieken,

zoals het type processor, geheugencapaciteit, floppydrives, cd-romstations, et cetera.

Een andere toepassing van de hedonische methode is de bepaling van het effect van een ongeprijsde variabele op de

prijs van een product, bijvoorbeeld een milieueffect op de prijs van een huis. Door de huizenprijzen met behulp van

regressieanalyse te relateren aan de karakteristieken van onroerend goed (oppervlakte, aantal kamers, omvang en

ligging tuin) en aan omgevings- en milieuvariabelen (geluid, criminaliteit, parkeergelegenheid, kwaliteit en nabijheid

scholen, winkels en medische zorg, filegevoeligheid, et cetera) kunnen we de invloed van het milieueffect op de

huizenprijs achterhalen.

8 Een echte toepassing van de hedonische prijsmethode op natuur zou mogelijk zijn als veel tot nu toe in de EHS

uitgevoerde projecten in een op de Blokkendoos lijkende databank zouden worden opgenomen. Wanneer daarop dezelfde

analyse als hier voorgesteld zou worden uitgevoerd, krijgt men inderdaad in beeld welk geldbedrag beslissers toekennen

aan het nut van componenten van die uitgevoerde maatregelen. 9 Het feit dat de maatregelen in de Blokkendoos nog niet door een selectieprocedure zijn geweest en het grootste deel van

de maatregelen in de Blokkendoos niet gekozen wordt, bijvoorbeeld omdat zij te duur zijn, heeft ook invloed op de toe te

passen schattingsmethode, zie daarvoor bijlage B en paragraaf 4.3.

33

2.5 Empirisch voorbeeld 10

2.5.1 Regressieanalyse om de kengetallen te bepalen

Om de voorgestelde methodiek verder te verduidelijken geven we een simpel voorbeeld. We

beperken ons, net als in paragraaf 2.3.2 en 2.3.3, tot veiligheid en natuur, om illustratieve

redenen gekozen als enige dimensie van ruimtelijke kwaliteit. Passen we de voorgestelde

kostenmethodiek toe op dit voorbeeld, dan resulteert dit in de volgende te schatten

regressievergelijking:

εβα +++= 302 XXCY

In deze vergelijking staat X2 voor veiligheid (gemeten als oppervlakte MHW-winst in vierkante

meter) en X30 voor de netto verandering van het areaal natuurwaarde (gemeten in hectares).11 De

variabele Y geeft de totale kosten per maatregel in miljoen euro weer. Symbool ε representeert

een storingsterm van onafhankelijke toevalsvariabelen met een gemiddelde 0.

Van de combinaties van variabelen Y, X2 en X30 is een groot aantal waarnemingen beschikbaar

in de vorm van de maatregelen in de Blokkendoos. Dit maakt bepaling van de coëfficiënten α

en β mogelijk, naast bepaling van de constante C. Coëfficiënt α kan daarbij worden

geïnterpreteerd als een indicatie van de gemiddelde variabele kosten van een vierkante meter

MHW-winst, terwijl coëfficiënt β een benadering vormt van de gemiddelde variabele kosten

van een hectare natuur. Voeren we deze regressie uit op alle 583 in de Blokkendoos (versie 4

van juli 2003) volledig gedocumenteerde maatregelen, dan levert dit het volgende resultaat:

(R2: 0,74; t-waarde x2: 7,50; t-waarde x30: 29,35)

De geschatte coëfficiënten geven aan dat een vierkante meter MHW-winst gemiddeld genomen

11 duizend euro kost en dat een hectare natuur in de Blokkendoos gemiddeld genomen 838

duizend euro kost. Het getal R2 geeft aan dat 74% van alle variatie in de kosten van maatregelen

in de Blokkendoos kan worden verklaard met behulp van deze twee variabelen en drie

coëfficiënten, wat duidt op een goede ‘fit’ van de regressie. De t-waarden van beide geschatte

coëfficiënten duiden bovendien op een significant schattingsresultaat.

10 Zie voetnoot 7. 11 De namen X2 en X30 van de twee variabelen verwijzen naar de desbetreffende kolomnummers in versie 4 van de

Blokkendoos (juli 2003).

302 838,0011,05,44 XXY ++=

34

De met regressie gevonden kengetallen kunnen nu worden vergeleken met de eerder gevonden

resultaten. Kosten per vierkante meter MHW-winst voor de vijf voorbeeldmaatregelen staan in

kolom 4 van Tabel 2.1. De daar vermelde kosten per eenheid zijn veel hoger dan gevonden in

de regressie. Dat is ook te verwachten want enkele van de voorbeelden omvatten omvangrijke

natuurprojecten. De met dat onderdeel samenhangende kosten zijn in Tabel 2.1 echter geheel

toegerekend aan veiligheid. We mogen dus alleen letten op de twee varianten met huidig

landgebruik. In die twee gevallen zijn de kosten 7 en 13 duizend euro per vierkante meter

MHW-winst en daar ligt het regressieresultaat van 11 duizend euro per vierkante meter

tussenin.

Hetzelfde blijkt te gelden voor de kosten van een hectare natuurgebied. De 0,84 miljoen

euro per hectare uit de regressieanalyse ligt precies tussen de 0,6 en de 1,1 miljoen per hectare

die in tabel 2.4 voor de twee voorbeeldprojecten zijn uitgerekend.

De constante van 44,5 miljoen euro per maatregel valt niet toe te schrijven aan

veiligheidswinst of toename van het areaal natuurgebied. Deze restterm, hoewel ogenschijnlijk

omvangrijk, is afgezet tegen de gemiddelde kosten van 205 miljoen euro per maatregel

(ΣY/583) betrekkelijk klein. Niettemin wijst de omvang van de constante er op dat er mogelijk

nog verklarende variabelen in de schatting ontbreken. Het valt te verwachten dat de waarde van

deze geschatte positieve constante afneemt naarmate een betere verklaring van de kosten wordt

gevonden.12

Conclusie kan voorlopig zijn dat met regressieanalyse een goede schatting van de

gemiddelde kosten per eenheid effect in de Blokkendoos kan worden verkregen.

2.5.2 Kosteneffectiviteit berekenen met de kengetal len

Door nu deze geschatte kengetallen van de kosten voor veiligheid en natuur te betrekken op

specifieke, individuele maatregelen of pakketten, kan een indruk worden verkregen van de

kosteneffectiviteit van maatregelen afgewogen tegen meer dan één doel. Een maatregel waarbij

de ‘echte’ kosten groter zijn dan de zo berekende standaardkosten − een maatregel met een

positief residu − is dan relatief duur en daarmee niet kosteneffectief. Maatregelen waarbij de

‘echte’ kosten kleiner zijn dan de zo berekende kosten (dat wil zeggen met een negatief residu),

zijn juist wel kosteneffectief. De geschatte kosten per maatregel, als ook de beide effecten in

vierkante meter veiligheid en hectare natuur zijn bekend uit de Blokkendoos. Het vaststellen

van het residu is daarmee een kwestie van invullen van deze gegevens in de bovenstaande

geschatte vergelijking.

12 Alle termen van de regressievergelijking zijn namelijk positief; de effecten die we in de vergelijking opnemen, zijn positief

en we laten uiteindelijk alleen positieve coëfficiëntenschattingen toe. Zie paragraaf 2.6.

35

Tabel 2.5 Voorbeeldresultaten vergeleken met kosten schatting Blokkendoos a

Standaardkosten

Veiligheid Netto

areaal

natuur

Totaal b

Kosten

volgens

Blokkendoos

Residuele

kosten

Relatieve

residuele

kosten

Rangorde

(a) (b) (c) (d) (e) = (d) – (c) (f) = (e) / (c) (g)

miljoen euro %

Groene rivier

Deventer-Wapenveld


290

1 794

2 129

2 808

679

32%

5

Groene rivier

Deventer-Wapenveld


333

0

378

390

12

3%

3, 4

Groene rivier

Veessen-Wapenveld


146

601

791

553

– 238

– 30%

2

Groene rivier

Veessen-Wapenveld


157

0

202

106

– 96

– 48%

1

Grootschalige dijkverlegging

bypass Deventer

52

167

263

271

8

3%

3, 4

a Blokkendoos versie 4 d.d. 23 juli 2003.

b Variabele kosten van MHW-winst en natuurontwikkeling plus niet-variabele kosten ad 44,5 miljoen euro.

Tabel 2.5 illustreert de methode aan de hand van de vijf eerder gepresenteerde maatregelen op

het riviertraject Deventer-Wapenveld. Vermenigvuldiging van het aantal vierkante meters

veiligheidswinst met de kostencoëfficiënt van 11 duizend euro uit de geschatte vergelijking

levert de standaardkosten van veiligheid voor de betreffende maatregel. Eenzelfde exercitie,

maar nu uitgevoerd voor natuur, resulteert in de standaardkosten van het areaal natuurwaarde

van een maatregel. Tellen we bij de som van deze twee variabelen de geschatte constante op,

dan resulteren de totale standaardkosten (kolommen ‘Standaardkosten’). Vervolgens trekken we

de standaardkosten af van de geschatte totale kosten uit de Blokkendoos. Dit verschil, de

‘residuele kosten’, geeft een indicatie van de kosteneffectiviteit.

We vinden nu – in tegenstelling tot de resultaten uit paragraaf 2.3.3 − voor alle vijf

voorbeeldmaatregelen een uitkomst. Daarmee kunnen we dus voor iedere maatregel

afzonderlijk een uitspraak doen over kosteneffectiviteit ten opzichte van het gemiddelde in de

Blokkendoos. We normeren de uitkomsten vervolgens door de gevonden residuen te delen door

de standaardkosten (zie voorlaatste kolom van tabel 2.5). Op basis van deze relatieve residuen

36

kunnen we vervolgens de uitkomsten onderling rangschikken en vergelijken op

kosteneffectiviteit (laatste kolom van tabel 2.5).13

Beide varianten van de groene rivier op het traject Veessen-Wapenveld, zowel natuur als huidig

landgebruik, kennen een negatief residu en zijn daarmee relatief kosteneffectief. Interessant is

ook dat de groene rivier variant natuur op het traject Veessen-Wapenveld beter scoort dan de

variant huidig landgebruik op het traject Deventer-Wapenveld. Meer natuur heeft zijn prijs,

maar een maatregel met natuur behoeft daardoor niet minder kosteneffectief te zijn. De groene

rivier met natuur op het traject Deventer-Wapenveld is met een sterk positief residu niet

kosteneffectief. De variant huidig landgebruik op hetzelfde traject en de bypass Deventer scoren

beide neutraal op kosteneffectiviteit, dat wil zeggen ongeveer gelijk aan de gemiddelde

kosteneffectiviteit van alle in de Blokkendoos opgenomen maatregelen.

2.5.3 Vergelijking van uitkomsten van de verschille nde methoden

De rangorde van de uitkomsten van de methode toegepast op de vijf voorbeeldmaatregelen

wijkt daarmee in belangrijke mate af van de rangorde in uitkomsten in Tabel 2.1 Hoewel in

beide tabellen de groene rivier huidig landgebruik Veessen-Wapenveld in termen van

kosteneffectiviteit aan kop gaat en de groene rivier natuur Deventer-Wapenveld beide keren de

hekkensluiter is, hebben de andere maatregelen van plaats gewisseld. Er zijn dus duidelijke

verschillen in uitkomsten tussen de methodiek uit de Blokkendoos, die alle kosten uitsluitend

betrekt op veiligheid, en de uitkomsten van de hier gepresenteerde methodiek, die naast

veiligheid ook ruimtelijke kwaliteit beschouwt.

Als we beide effecten – veiligheid en ruimtelijke kwaliteit − mee willen wegen in onze maatstaf

van kosteneffectiviteit, wat gegeven de dubbeldoelstelling van het project RvdR duidelijk

gewenst is, dan impliceert dit andere uitkomsten in termen van kosteneffectiviteit, andere

rangordes en – als gevolg daarvan − andere keuzes dan alleen letten op veiligheid.

Overigens benadrukken we nogmaals dat de hier gebruikte voorbeelden een puur illustratief

karakter hebben en gebaseerd zijn op de Blokkendoos 4 van juli 2003. De uitkomsten mogen

dan ook niet als richtinggevend voor het genoemde riviertraject worden beschouwd. Wel

illustreren de uitkomsten treffend dat met de voorgestelde regressiemethodiek bruikbare en

interpreteerbare resultaten kunnen worden gegenereerd die een nadere rangordening van

maatregelen naar kosteneffectiviteit mogelijk maken.

13 De definitieve analyse-uitkomsten voor deze maatregelen, die gebaseerd zijn op de meest recente versie van de

Blokkendoos, worden vermeld in paragraaf 4.2.

37

2.6 Relevante effecten van maatregelen

Alle relevant geachte aspecten van ruimtelijke kwaliteit, variërend van landschap, recreatie en

cultuurhistorie tot EHS en bijzondere ecotopen, kunnen worden meegerekend in de KEA, op

voorwaarde dat de desbetreffende aspecten gekwantificeerd zijn in de Blokkendoos. Dit geldt

ook voor de experts’ judgements uit de Blokkendoos. Daarvoor is het wel noodzakelijk dat deze

onderling goed vergelijkbaar zijn.

Doel van de regressieanalyse is niet het zo goed mogelijk verklaren van de kosten van

maatregelen als zodanig. Zou dat wel zo zijn, dan zouden niet effecten van maatregelen, maar

technische eigenschappen van maatregelen (grondverzet en dergelijke) als verklarende

variabelen opgevoerd worden. Zoals gezegd, vertoont de analyse eerder overeenkomsten met

het concept ‘hedonische prijs’. Daarbij wordt de prijs van een heterogeen goed verdeeld over en

toegerekend aan diverse producteigenschappen waar consumenten nut aan ontlenen.

De analogie met het begrip hedonische prijs maakt duidelijk dat de verklarende variabelen

in de regressievergelijking gewenste effecten moeten representeren. In het kader van het project

RvdR is een effect wenselijk als het bijdraagt aan de veiligheid of de ruimtelijke kwaliteit van

het rivierengebied. Zo wordt de oppervlaktetoename van een ecotoop alleen meegerekend als

die toename een positief oordeel heeft gekregen.

De kostenbedragen in de Blokkendoos zijn kostenschattingen gebaseerd op kengetallen en

opgebouwd uit een groot aantal uiteenlopende kostencategorieën.14 Het zijn netto bedragen,

omdat in voorkomende gevallen bruto kosten zijn verminderd met financiële baten. Dit heeft

belangrijke consequenties voor de hier voorgestelde analyse.

Baten die in de kostenbedragen zijn verwerkt, zoals opbrengsten uit de verkoop van klei of

zand, dienen niet als verklarende variabelen in de regressie opgenomen te worden. Doen we dat

wel, dan zullen zij een negatieve kostencoëfficiënt te zien geven, omdat het systematisch effect

van deze baten op de maatregelkosten negatief is. Deze baten zouden dus een negatieve

bijdrage leveren aan de standaardkosten, hetgeen de residuele kosten verhoogt. Het feitelijke

kostenvoordeel zou zodoende verdwijnen of zelfs geïnterpreteerd kunnen worden als een

kostennadeel en in de vergelijking met de werkelijke kosten niet meer zichtbaar zijn. Het

weglaten van het beschikbaar komen van verhandelbaar bouwmateriaal (waarvan de financiële

baat is verwerkt in de geschatte kosten) uit de regressievergelijking leidt wel tot relatief lage of

negatieve residuele kosten bij een maatregel met deze opbrengsten, waardoor zo’n maatregel

terecht als kosteneffectief wordt geclassificeerd.

14 Inmiddels zijn de kostenschattingen voor de maatregelen in de onderzochte pakketten vervangen door kostenramingen

volgens de PRI-systematiek. In tweede instantie zijn de eerdere kostenschattingen voor de overige maatregelen zo goed

mogelijk aangepast aan deze kostenramingen. Zo zijn nu in alle gevallen dezelfde kostprijzen per onderdeel toegepast.

38

Het voorgaande leidt tot twee algemenere standpunten ten aanzien van de te volgen

schattingsprocedure. Het eerste punt betreft het teken van de kostencoëfficiënt. Een positief

teken betekent dat het tot stand brengen van de baat iets kost. Een negatief teken betekent dat

het creëren van een gewenst effect gemiddeld leidt tot een daling van de feitelijke kosten. Dat

laatste is natuurlijk leuk, maar daarmee is die baat niet meer relevant voor de standaardkosten.

In de standaardkosten mogen we alleen kosten opnemen en geen zaken die leiden tot financiële

voordelen in de vorm van kostenverlaging, net zoals dat geldt voor klei en zand. Financiële

voordelen van een maatregel moeten dus terecht komen in de residuele kosten. Technisch

betekent dit dat de geschatte kostencoëfficiënten positief moeten zijn. Is dat niet het geval, dan

moet de variabele weggelaten worden uit de regressie en de berekening van de standaardkosten.

Het tweede punt betreft de specificatie van de regressievergelijking. In de Blokkendoos

komen ook negatieve effecten voor die verrekend zijn in het kostentotaal. Door zulke effecten

niet als verklarende variabele in de regressievergelijking op te nemen behoeden we ons voor

dubbeltelling. Dit punt verdient enige toelichting.

In de Blokkendoos komt de omzetting van het ene gebiedstype in het andere gebiedstype op

twee manieren tot uitdrukking: een negatieve verandering in het areaal van het ene type en een

positieve verandering in het areaal van het andere type. Zonder de baten van de nieuwe

aanwending van de grond in aanmerking te nemen is de afname van het oppervlak van het

bestaande gebiedstype op zichzelf beschouwd een ongewenst effect, dat wil zeggen een

kostenpost. Zo brengt het opgeven van landbouwactiviteit het uitkopen van landbouwbedrijven

met zich mee. De kosten hiervan zijn opgenomen in de maatregelkosten. De gewenste effecten

die worden gespecificeerd in de regressievergelijking, zoals natuurontwikkeling, worden

mogelijk gemaakt door het opgeven, het verlies, van een ander gebiedstype, en de kosten van

dat verlies zijn in de maatregelkosten verwerkt.

Zouden we nu beide effecten (toename gebiedstype 1 en afname gebiedstype 2) als

verklarende variabelen in de regressie opnemen, dan proberen we feitelijk twee prijzen van één

transactie te berekenen, hetgeen uiteraard niet zinvol is. De conclusie is dat we alleen de baat

van de vermeerdering van het oppervlak van het nieuwe gebiedstype in de

schattingsvergelijking moeten opnemen. Het verlies van het andere type, in het algemeen is dat

landbouwgrond, is terecht al opgenomen in de feitelijke kosten.

Dat gold bij de eerste versies van de kostenschattingen ook voor het verlies aan belangrijke

natuur. Als bekend was dat een maatregel een verlies aan natuurgebied tot gevolg had dat

verplicht gecompenseerd moest worden, zijn de kosten van deze compensatie verrekend in de

maatregelkosten, zij het op een grove manier. Bij het maken van de latere kostenramingen is

deze bijtelling echter vervallen, omdat de eventueel benodigde natuurcompensatie voor een

afzonderlijke maatregel wordt bereikt door het uitvoeren van andere maatregelen binnen de

onderzochte pakketten. Op pakketniveau is dus geen extra natuurcompensatie meer nodig. In

aansluiting op de kostenramingen is de opslag voor compensatie daarom ook bij de tweede serie

kostenschattingen vervallen. Bij de beoordeling van afzonderlijke maatregelen moet daarom

39

eventueel apart worden gelet op het punt van natuurcompensatie; zowel in positieve, als in

negatieve zin. Een systematische behandeling daarvan in de KEA laat het ter beschikking

staande materiaal echter niet toe.

2.7 Interpretatie van de uitkomsten

Voorop zij gesteld dat de hier voorgestelde methode vooral gebruikt dient te worden als grove

zeef. Minder kosteneffectieve maatregelen hoeven niet per definitie het veld te ruimen. Er

kunnen goede redenen zijn om af te wijken van de uitkomsten van de KEA. Zo kan het zijn dat

op een bepaald traject geen beter alternatief − dat wil zeggen: maatregel − voorhanden is,

waardoor men geen andere keus heeft dan de enig beschikbare maatregel uit te voeren. Ook kan

het zijn dat een maatregel bepaalde bijzondere kenmerken heeft die niet of onvoldoende in de

Blokkendoos gedocumenteerd zijn. Daarnaast kan het voorkomen dat men op een bepaald

riviertraject de ruimtelijke kwaliteit dusdanig wil verbeteren, bijvoorbeeld door een maatregel

die het ontstaan van een uitzonderlijk ecotoop met zich meebrengt, dat het kostenargument in

de besluitvorming een minder belangrijke rol speelt. In dergelijke gevallen zou opname van een

kostenineffectieve maatregel in een pakket een gedegen aanvullende argumentatie behoeven,

bijvoorbeeld in het MER.

In de regressieanalyse vertegenwoordigt iedere maatregel waarover adequate gegevens

beschikbaar zijn, technisch gezien een waarneming. De analyse vindt plaats op het niveau van

maatregelen; het gaat ons tenslotte om het vergelijken van maatregelen. Dit betekent echter wel,

dat effecten die het maatregelniveau overstijgen, in deze KEA niet aan de orde komen.

Aspecten als de diversiteit en de samenhang van een maatregelpakket blijven in deze analyse

buiten beschouwing.

Het grote voordeel van de hiervoor geschetste methode is dat we aan de hand van al

beschikbare informatie snel en eenduidig een zinnige prioritering van maatregelen en pakketten

kunnen aanbrengen. Tegelijkertijd omzeilt de methode de lastige – en soms onoplosbare –

waarderingsvraagstukken die met een maatschappelijke kosten-batenanalyse (KBA) van niet-

geprijsde effecten gepaard gaan. Daarnaast stelt de methode ons in staat om een oordeel te

geven over de kosteneffectiviteit van maatregelen die ontworpen zijn in het kader van het

project RvdR, ten opzichte van andere projecten gericht op het versterken van ruimtelijke

kwaliteit. Kosteneffectiviteit is − gegeven de doelstellingen van het project RvdR − een

geëigend, goed toepasbaar instrument om maatregelen en pakketten te prioriteren en een

adequaat hulpmiddel bij de selectie daarvan.

41

3 Gegevensbasis en schatting van kengetallen

3.1 Selectie van maatregelen voor statistische anal yse

Algemene opmerkingen

Gegevens over een groot aantal mogelijk te nemen waterstandverlagende maatregelen zijn

bijeen gebracht in de zogeheten ‘Blokkendoos’. Dit is een databank van maatregelen die

ontworpen zijn in het kader van het project Ruimte voor de Rivier (RvdR). Per maatregel zijn

onder meer gedocumenteerd: de investeringskosten, het waterstandeffect,

oppervlakteveranderingen van diverse gebiedstypen en effecten die te verwachten zijn op het

gebied van ruimtelijke kwaliteit. Van de Blokkendoos bestaan opeenvolgende versies. In de

voorliggende studie is gebruik gemaakt van de meeste recente en actuele gegevens, die dateren

van 1 februari 2005.15

De gegevensverzameling van 1 februari omvat 715 mogelijke maatregelen. Van 622

maatregelen zijn alle in de KEA relevant geachte fysieke effecten gedocumenteerd en zijn

bovendien actuele kostencijfers beschikbaar (zie paragraaf 3.2). Echter niet al deze 622

maatregelen zijn geschikt voor de statistische analyse die ten grondslag ligt aan de KEA; dat

zijn er namelijk 593. Deze laatste maatregelen voldoen aan de eis dat zij positieve

waterstandverlaging tot gevolg hebben.16 De frequentieverdelingen van deze maatregelen naar

riviertak en naar maatregeltype staan in respectievelijk tabel 3.1 en tabel 3.2.

Dijkversterking en resterende taakstelling

De in de Blokkendoos gedocumenteerde maatregelen zijn gericht op waterstandverlaging.

Dijkversterking is niet in de vorm van expliciete maatregelen in de Blokkendoos verwerkt. Wel

kan men met behulp van de Blokkendoos per riviertraject de veiligheidsopgave bepalen die

resteert na uitvoering van een pakket waterstandverlagende maatregelen. Deze zogeheten

‘resterende taakstelling’ moet worden volbracht door middel van dijkversterking.

15 Deze gegevens zijn het CPB in digitale vorm ter beschikking gesteld; zij zijn niet verwerkt in een geactualiseerde versie

van de Blokkendoos. De laatste versie van de Blokkendoos, versie 9, dateert van 21 juli 2004. 16 Sommige maatregelen hebben geen effect op de waterstand; in een klein aantal gevallen is geen sprake van

waterstandverlaging, maar van waterstandverhoging. De reden om dergelijke maatregelen in de statistische analyse niet

mee te rekenen, is besproken in paragraaf 2.6. De kengetallen zijn overigens weer wel toepasbaar op de 622 volledig

gedocumenteerde maatregelen. We kunnen dus uiteindelijk van 622 maatregelen de kosteneffectiviteit bepalen.

42

Tabel 3.1 Frequentieverdeling naar maatregeltype va n 593 voor analyse geschikte maatregelena

Maatregeltype Aantal maatregelen

Aanvullende maatregel 11

Hoogwatergeul 31

Grootschalige dijkverlegging 93

Kadeverlaging 19

Kleinschalige dijkverlegging 35

Obstakelverwijdering 118

Kribverlaging 14

Retentie 47

Uiterwaardvergraving 214

Zomerbedverdieping 11

Totaal 593

a Gegevens per 1 februari 2005.

Tabel 3.2 Frequentieverdeling naar riviertak van 59 3 voor analyse geschikte maatregelena

Nr Riviertak Riviertraject Aantal maatregelen

1 IJssel IJsseldelta 54

2 IJssel IJssel tot Hattem 146

3 Nederrijn Lek - Nieuwe Maas - Nieuwe Waterweg 21

4 Nederrijn Nederrijn tot Hagestein 122

5 Nederrijn Pannerdensch Kanaal 22

6 Waal Bovenrijn 16

7 Waal Waal tot Vuren 174

8 Waal Waal - Nieuwe Merwede - Hollands Diep - Haringvliet 20

9 Waal Beneden-Merwede - Oude Maas 0

10 Waal Steurgat - Spijkerboor 1

11 Maas Maas 17

Totaal 593

a Gegevens per 1 februari 2005.

Riviertakken en -trajecten

In de Blokkendoos wordt van iedere maatregel het riviertraject vermeld waarop de maatregel

aangrijpt. In de presentatie van de KEA-resultaten worden deze trajecten samengevoegd tot de

in de tweede kolom van tabel 3.2 genoemde riviertakken. In de effectiviteitanalyse van de

veiligheidswinst van maatregelen moeten we ten minste onderscheid maken naar riviertak.

Uitwisseling van maatregelen tussen riviertakken is namelijk alleen mogelijk als veranderingen

in de afvoerverdeling over de riviertakken worden toegelaten en deze veranderingen ook in de

afweging worden betrokken.

De veiligheidsdoelstelling van het project RvdR in zijn geheel luidt in kubieke meter per

seconde (het vergroten van de afvoercapaciteit tot 16.000 kubieke meter per seconde in 2015).

43

De veiligheidswinst van maatregelen wordt echter gemeten als verlaging van de maatgevende

hoogwaterstand (we spreken van MHW-winst), uitgedrukt in vierkante meter MHW-oppervlak.

De additionele waterafvoer (in kubieke meter per seconde) die correspondeert met één vierkante

meter MHW-winst verschilt sterk van riviertak tot riviertak. Dit is niet bezwaarlijk, als we in de

analyse van het veiligheidseffect van maatregelen dan ook ten minste onderscheid maken naar

riviertak. Ook veiligheidswinst die behaald wordt op het ene riviertraject, is niet direct te

vergelijken of uitwisselbaar met veiligheidswinst die behaald wordt op een ander traject; het

zijn dus verschillende baten. In de uiteindelijke vorm van de KEA onderscheiden we

veiligheidswinst daarom naar acht trajecten.17

IJkpunt

De effecten van maatregelen zoals geregistreerd in de Blokkendoos, zijn gemeten ten opzichte

van de bestaande situatie in het maatregelgebied.

3.2 Kosten

Algemene opmerkingen

In deze studie is zo veel mogelijk gebruik gemaakt van ramingen van de maatregelkosten van 1

februari 2005. Deze ramingen zijn opgesteld volgens de zogeheten PRI-systematiek. Echter niet

voor alle in de Blokkendoos gedocumenteerde maatregelen zijn kostenramingen gemaakt. Van

sommige maatregelen zijn daarom alleen kostenschattingen van enige tijd terug beschikbaar.

De Bouwdienst RWS heeft deze schattingen achteraf zo goed mogelijk aangepast aan de

systematiek die ten grondslag ligt aan de ramingen, zodat we beschikken over onderling

consistente kostengegevens van ruim 700 maatregelen. Investeringskosten en de contante

waarde van kosten van beheer en onderhoud zijn afzonderlijk berekend. In de voorliggende

studie worden deze categorieën nooit apart getabelleerd; de maatregelkosten omvatten altijd de

kosten van beheer en onderhoud. Dit is anders dan in de PKB.18

Beschrijvende analyse van de maatregelkosten

De frequentieverdeling van de maatregelkosten staat afgebeeld in figuur 3.1. In de verzameling

van 593 voor analyse geschikte maatregelen bedragen de gemiddelde maatregelkosten 186

miljoen euro. In de helft van deze gevallen bedragen de maatregelenkosten echter minder dan

45 miljoen euro. Enige zeer dure maatregelen trekken het gemiddelde ver naar boven. Er zijn 72

maatregelen die ieder meer dan 250 miljoen kosten en 26 die meer dan 1 miljard euro kosten. In

het licht van het voor het gehele project RvdR beschikbare budget van 2,2 miljard euro zijn

deze laatste maatregelen niet uitvoerbaar. Het is technisch (vrijwel zeker) onmogelijk om de

17 De trajecten 3 en 4 worden samengevoegd tot ‘Nederrijn-Lek’; de trajecten 8, 9 en 10 worden samengevoegd tot ‘Waal

na Vuren’. Zie Tabel 4.1. 18 Tabel 4.10 geeft voor het Basis-Voorkeursalternatief de aansluiting tussen beide cijferopstellingen.

44

0

20

40

400

500

1000

600

2000 3000 4000 5000 6000

Aantal maatregelen

Kosten in miljoen euro

Aantal maatregelen: 593Gemiddelde kosten: 186 miljoen euroMediaan van de kosten: 45 miljoen euro

voor de vier riviertakken gestelde veiligheidsopgaven te bewerkstelligen door uitvoering van

slechts één of twee maatregelen van grote omvang. Gaat men uit van een minimum van vier à

vijf maatregelen, dan zijn maatregelen duurder dan 400 à 500 miljoen euro feitelijk niet

relevant.

Figuur 3.1 Frequentieverdeling van maatregel naar k osten - 593 voor analyse geschikte maatregelena

a Kosten inclusief kosten van beheer en onderhoud. Gegevens per 1 februari 2005.

In tabel 3.3 staan vermeld de gemiddelde kosten van de 45 maatregelen die duurder zijn dan

450 miljoen euro, onderverdeeld naar maatregeltype. Al deze maatregelen op één na zijn hetzij

van het type hoogwatergeul (voorheen ‘groene rivier’ genoemd), hetzij van het type

retentiegebied. Overigens verhullen de gemiddelde kostenbedragen in de tabel nog de extreem

hoge kosten die uitvoering van sommige van deze maatregelen met zich mee zou brengen. De

duurste maatregel waarover gegevens beschikbaar zijn, is een hoogwatergeul in het Land van

Maas en Waal. De kosten van deze maatregel zijn geraamd op 6 miljard euro.

Tabel 3.3 Maatregelen met kosten hoger dan 450 milj oen euro, naar typea

Maatregeltype Aantal maatregelen Gemiddelde kostenb

miljoen euro

Hoogwatergeul 23 1 610

Grootschalige dijkverlegging 1 694

Retentie 21 1 619

a Gegevens per 1 februari 2005. Selectie uit 593 voor analyse geschikte maatregelen.

b Inclusief kosten van beheer en onderhoud.

45

0

40

80

120

160

200

100 200 300 400

Kosten in miljoen euro

Aantal maatregelen

Aantal maatregelen: 548Gemiddelde kosten: 70 miljoen euroMediaan van de kosten: 41 miljoen euro

Figuur 3.2 Frequentieverdeling van maatregelen naar kosten - 548 voor analyse geschikte maatregelen waarvan de kosten minder dan 450 miljoen euro bedra gen

a

a Kosten inclusief kosten van beheer en onderhoud. Gegevens per 1 februari 2005.

Er is dus een reden van budgettaire aard om zeer kostbare maatregelen buiten beschouwing te

laten. Statistische analyse van de Blokkendoosgegevens wijst uit dat er ook een

schattingstechnisch argument is om zeer kostbare maatregelen bij de schatting buiten

beschouwing te laten, zie bijlage B. Kiezen we nu een bovengrens van 450 miljoen euro, dan

resteert een verzameling van 548 maatregelen. De frequentieverdeling van de kosten van deze

maatregelen staat afgebeeld in figuur 3.2. De gemiddelde maatregelkosten bedragen nu 70 mln

euro. In de helft van deze gevallen bedragen de maatregelkosten minder dan 41 mln euro.19

3.3 Gegevens over gebiedstypen

De Blokkendoos bevat gegevens over veranderingen in het oppervlak van diverse gebiedstypen

(zogeheten ‘ecotopen’) die optreden als gevolg van maatregelen. Deze gegevens staan

samengevat in tabel 3.4. De veranderingen in het areaal landbouwgrond en de

oppervlakteveranderingen van de ecotopen vormen samen een bijna volledige grondbalans.

Alleen de categorie ‘bebouwd gebied’ ontbreekt in de Blokkendoos.

19 De spreiding van maatregelkosten is in de kleine verzameling uiteraard kleiner dan in de verzameling van alle

maatregelen. Dit blijkt uit het feit dat in de begrensde verzameling (548 maatregelen) het kostengemiddelde 70% boven de

mediaan ligt, terwijl in de volledige verzameling (593 maatregelen) het kostengemiddelde het viervoudige van de mediaan

bedraagt. Toepassing van de kostengrens leidt tot een aanzienlijke daling van het kostengemiddelde, maar tot een

betrekkelijk geringe daling van de mediaan.

46

Doel van de cijferopstelling in tabel 3.4 is vooral om inzicht te geven in het relatieve belang van

de gebiedstypen. In dat licht moeten ook de totalen in de tabel gezien worden: uitvoering van

alle gedocumenteerde maatregelen is uiteraard niet aan de orde. Al was het alleen maar omdat

elkaar uitsluitende uitvoeringsvarianten van één maatregel alle als een afzonderlijke maatregel

in de Blokkendoos zijn opgenomen. Dat dit zo is, bevordert overigens de accuratesse van de

schattingen van de kostenkengetallen.

Tabel 3.4 Veranderingen in het areaal van diverse g ebiedstypen ten gevolge van maatregelena

Gebiedstypeb Som van oppervlak

c Aantal maatregelen

c

∆ > 0 ∆ < 0 Totaal ∆ > 0 ∆ < 0 Totaal

hectare hectare hectare

x27 Landbouwgrond 301 – 75 823 – 75 522 19 376 395

x31a Ecotoop ondiep water 3 176 – 377 2 799 163 147 310

x31b Ecotoop diep water 1 538 – 195 1 343 36 202 238

x31c Ecotoop hardhout ooibos 720 – 317 403 43 184 227

x31d Ecotoop zachthout ooibos 300 – 903 – 603 16 308 324

x31e Ecotoop stroomdal grasland 12 – 1 419 – 1 407 4 306 310

x31f Ecotoop rivierduin 56 – 79 – 23 4 65 69

x31g Ecotoop dynamische ruigte 793 – 757 36 23 278 301

x31h Ecotoop natuurlijk grasland 77 276 – 231 77 045 444 58 502

x31i Ecotoop moeras 5 158 – 191 4 967 70 150 220

x31j Ecotoop oever 84 – 476 – 392 4 165 169

Subtotaal x31a tot en met x31j 89 113 – 4 945 84 169 807 1 863 2 670

Totaal x31a tot en met x31j plus x27 89 414 – 80 768 8 647 826 2 239 3 065

x33a Areaal onder vogelrichtlijn (VR) 21 913 0 21 913 363 0 363

x33b Areaal onder habitatrichtlijn (HR) 12 037 0 12 037 145 0 145

x33d Areaal onder natuurbeschermingswet (NB) 617 0 617 56 0 56

x33 Areaal onder VR, HR of NB 23 969 0 23 969 388 0 388

x33c Areaal in EHS

d 90 843 0 90 843 542 0 542

a Gebaseerd op gegevens over 715 maatregelen per 1 februari 2005.

b Kolom 1: code in Blokkendoos.

c Cijfers gesplitst in toenames (kolom ∆ > 0) en afnamen (kolom ∆ < 0). De kolom ‘totaal’ is de som van de toe- en afnamen.

d Gecombineerd gebied van categorieën x33a, x33b en x33d.

Beschouwen we positieve oppervlakteveranderingen, dan blijkt dat ‘natuurlijk grasland’ (x31h)

veruit het belangrijkste natuurtype is. Niet alleen vertegenwoordigt dit type bijna 90% van alle

positieve veranderingen in het areaal natuur, maar ook zijn er meer dan 400 maatregelen die een

toename in het areaal van dit natuurtype teweeg brengen. De ontwikkeling van natuurgebied

gaat bijna geheel ten koste van landbouwgrond. Voorbeelden van verkleining van het oppervlak

natuurgebied zijn onder meer te vinden bij het gebiedstype ‘stroomdal grasland’ (x31e). Onder

de 310 maatregelen die een oppervlakteverandering van deze ecotoop tot gevolg hebben, zijn er

306 die een afname veroorzaken en slechts 4 die een toename veroorzaken. Een aantal

gebiedstypen is in tabel 3.4 overigens niet vermeld, omdat zij niet of nauwelijks

47

vertegenwoordigd zijn.20 Deze categorieën zullen in de analyse geheel buiten beschouwing

blijven.

Naast het in kaart brengen van oppervlakteveranderingen van gebiedstypen heeft men bepaald

in hoeverre rivierverruimende maatregelen geografisch samenvallen met gebieden die in het

kader van natuurbeleid een specifieke status hebben. Dit laatste houdt in dat deze gebieden zijn

aangewezen als natuurgebied dat een bepaalde graad van bescherming geniet (categorieën x33a

tot en met x33d). Deze manier van registreren levert uitsluitend positieve oppervlaktes op die, in

tegenstelling tot de hiervoor besproken velden x31a tot en met x31j, niet zijn op te vatten als

oppervlakteveranderingen; geregistreerd staat alleen het gebiedsoppervlak met een speciale

status dat zich in het maatregelgebied bevindt.

3.4 Subjectieve beoordeling van de effecten van maa tregelen

In de Blokkendoos staan niet alleen kwantitatieve, objectieve effecten van maatregelen

geregistreerd, maar ook kwalitatieve, subjectieve oordelen over die effecten. Van deze experts’

judgements zijn voor de KEA mogelijkerwijs van belang:

• Oordeel over effect op ruimtelijke kwaliteit van het maatregelgebied (veld x7).

• Oordeel over de in de velden x31a tot en met x31o geregistreerde veranderingen in het areaal

natuurgebied (veld x32).

• Oordeel over het samenvallen van het maatregelgebied met gebieden die onderworpen zijn aan

natuurbeleid zoals vastgelegd in de vogelrichtlijn, de habitatrichtlijn, de natuurbeschermingswet

en de ecologische hoofdstructuur (veld x34).

• Oordeel over effect op de recreatieve aantrekkelijkheid van het maatregelgebied (veld x40).

Het oordeel over het effect op ruimtelijke kwaliteit (x7) wordt aangeduid met de predikaten

‘negatief’, ‘neutraal’ en ‘positief’. Het oordeel over het effect op de recreatieve kwaliteit (x40)

varieert van ‘neutraal’ via ‘positief’ tot ‘zeer positief’. Om in de regressieanalyse gebruik te

kunnen maken van deze informatie, is het nodig om aan de ordinale scores numerieke waarden

toe te kennen. De manier waarop dit gedaan is, wordt toegelicht in de volgende paragraaf.

Het oordeel over de veranderingen in het oppervlak van diverse typen natuur (x32; dit

oordeel staat los van wettelijke beperkingen) loopt uiteen van ‘zeer negatief’ via ‘negatief’,

‘neutraal’ en ‘positief’ tot ‘zeer positief’. In combinatie met de oppervlakteveranderingen van

de diverse ecotopen kan deze variabele gebruikt worden om veranderingen te identificeren die

wenselijk geacht worden. Dit is van belang vanwege het in paragraaf 2.6 vermelde uitgangspunt

om in de regressieanalyse alleen baten toe te laten.

20 Dit geldt voor de categorieën x31k zout water, x31m heide en x31n hoogveen (lege velden in de Blokkendoos) en x31l

zoet water en x31o overig (nagenoeg leeg).

48

Het oordeel over het effect van maatregelen op bij wet beschermde gebieden (x34) varieert van

‘neutraal’ via ‘negatief’ tot ‘zeer negatief’. Kennelijk heeft men veranderingen die in strijd zijn

met bestaande regels, negatief beoordeeld en veranderingen die dat niet zijn, als neutraal. Deze

score is dus niet bruikbaar voor de identificatie van gewenste effecten en de kosten daarvan.

Daarom is dit oordeel voor de KEA niet interessant (zie opnieuw paragraaf 2.6).

3.5 Keuze van verklarende variabelen

Zoals uiteengezet in paragraaf 2.6, zoeken wij een statistisch verband tussen de kosten van

maatregelen aan de ene kant en gewenste effecten van maatregelen aan de andere. Doel van de

statistische analyse is het bepalen van de kostenkengetallen van diverse baten. De kengetallen

dienen uiteindelijk om de kosteneffectiviteit van maatregelen te evalueren in het licht van de

tweeledige projectdoelstelling van veiligheid en bevordering ruimtelijke kwaliteit.

In de eerste plaats zoeken we daarom een maat voor veiligheidswinst. Zoals reeds is

opgemerkt in paragraaf 3.1, wordt de veiligheidswinst van maatregelen gemeten als MHW-

winst, uitgedrukt in vierkante meters. In verband met MHW-winst is onderscheid naar riviertak

essentieel. Maar omdat ook de trajecten een verschillend karakter hebben, verdient onderscheid

naar traject de voorkeur. Daarbij mag het aantal maatregelen op een traject niet te klein worden.

Het operationeel maken van de tweede projectdoelstelling, het bevorderen van ruimtelijke

kwaliteit, is aanzienlijk gecompliceerder. Wij volgen een pragmatische aanpak. We zoeken in

de Blokkendoos de effecten die relevante aspecten van ruimtelijke kwaliteit lijken te

vertegenwoordigen, en onderzoeken of deze effecten een robuust schattingsresultaat opleveren.

Dit laatste betekent dat van effecten waarvan weinig waarnemingen beschikbaar zijn, geen

kengetal kan worden bepaald. Bovendien zijn we alleen geïnteresseerd in effecten die positief

gewaardeerd worden en geld kosten (zie paragraaf 2.6).

Op grond van deze criteria valt onmiddellijk een groot aantal kandidaten af. Wél geschikte

kandidaten zijn de in paragraaf 3.3 besproken variabelen x31a tot en met x31j, die

veranderingen in het oppervlak natuurgebied weergeven. Zoals beargumenteerd in paragraaf

2.6, rekenen we uitsluitend met positieve oppervlakteveranderingen. Bovendien leggen we de

beperking op dat deze veranderingen positief gewaardeerd worden volgens het oordeel dat is

vastgelegd in veld x32 (zie paragraaf 3.4). Negatieve oppervlakteveranderingen en neutraal of

negatief gewaardeerde veranderingen worden op nul gesteld.

De opzet is om het onderscheid tussen de diverse ecotopen in de regressieanalyse zo veel

mogelijk te handhaven. Dat wil zeggen: We proberen van elk van de ecotopen afzonderlijk de

standaardkosten te schatten. Dit, omdat we er van uit mogen gaan dat de diverse natuurtypen

verschillend gewaardeerd worden en ook in uiteenlopende mate aanwezig zijn in Nederland. De

ecotopen variëren dus in schaarste. Uitbreiding van het areaal van ecotoop x en uitbreiding van

het areaal van ecotoop y dienen we daarom op te vatten als baten van verschillende aard.

49

Naast vergroting van het oppervlak (van uiteenlopende typen) natuurgebied worden nog twee

variabelen in de regressievergelijking opgenomen die verband houden met ruimtelijke kwaliteit.

Dit zijn: het oordeel over het effect van de maatregel op de ruimtelijke kwaliteit (x7) en het

oordeel over het effect van de maatregel op de recreatieve aantrekkelijkheid van het

maatregelgebied (veld x40). In de Blokkendoos zijn deze oordelen vervat in ordinale scores (zie

voorgaande paragraaf). Om dergelijke informatie geschikt te maken voor regressieanalyse, is

het nodig de ordinale scores te vervangen door numerieke scores. Dit is als volgt gedaan.

In beide gevallen tellen alleen positieve oordelen mee en krijgen dus de waarde 1. Is het

oordeel negatief of neutraal, dan wordt de waarde van de desbetreffende variabele op nul

gesteld. De aldus gedefinieerde variabelen (één voor het oordeel over ruimtelijke kwaliteit, één

voor het oordeel over de recreatieve kwaliteit) worden verder vermenigvuldigd met de lengte

langs de rivier die de maatregel bestrijkt (in kilometers). Zo komt de omvang van het

maatregelgebied in de variabelen tot uitdrukking; de kosten van het creëren van ruimtelijke

kwaliteit en van recreatieve kwaliteit nemen dan toe met de omvang van het maatregelgebied.

Vervolgens is de variabele die het oordeel over ruimtelijke kwaliteit vertegenwoordigt, in

tweeën gesplitst. We maken onderscheid tussen een positief oordeel in combinatie met

natuurontwikkeling (één of meerdere ecotopen nemen in oppervlak toe ten gevolge van de

maatregel) en een positief oordeel zonder dat sprake is van natuurontwikkeling (geen van de

ecotopen neemt in oppervlak toe). Per maatregel heeft dus ten hoogste één van de ‘gesplitste’

variabelen een positieve waarde. Dit doen we omdat een positief oordeel over de

natuurontwikkeling vaak de reden is geweest om een positief oordeel te geven over de

verandering van ruimtelijke kwaliteit te geven. De kosten die samenhangen met het positieve

oordeel over ruimtelijke kwaliteit zijn dan dezelfde kosten als die voor natuurontwikkeling en

kunnen daarvan dus niet onderscheiden worden.

Tenslotte is vereist dat alle geschatte kengetallen positief zijn. Dit betekent dat het realiseren

van een baat iets moet kosten. Blijkt dit niet het geval te zijn, dan laten we de desbetreffende

variabele weg uit de vergelijking. Zie opnieuw paragraaf 2.6 voor de onderbouwing van dit

criterium.

3.6 Dijkversterking

De maatregelen die in de KEA geëvalueerd worden, vormen het grootste deel van alle

maatregelen die nodig zijn om de veiligheid in het rivierengebied in overeenstemming te

brengen met de wettelijk vastgestelde norm. De overige, niet in deze studie onderzochte

maatregelen zijn reeds in voorbereiding of in uitvoering. Deze maatregelen worden in hun

geheel aangeduid als de ‘huidige situatie en autonome ontwikkeling’ (HSAO).

De maatregelen die in deze studie geëvalueerd worden, omvatten niet alleen

waterstandverlagende maatregelen, maar ook dijkversterking. In geen van de

maatregelpakketten die aan de orde zijn (en die ter sprake komen in hoofdstuk 4), is het geheel

50

van waterstandverlagende maatregelen (inclusief de HSAO) namelijk volledig toereikend om

aan de gestelde veiligheidsnorm te voldoen. Daarom is sprake van een ‘resterende

veiligheidsopgave’. Deze restopgave wordt gerealiseerd door op specifieke locaties de dijken te

versterken. Alleen in het Referentiealternatief Dijkversterking (RAD) is geen sprake van een

restopgave; in het RAD zijn waterstandverlagende maatregelen niet aan de orde (afgezien van

de HSAO) en wordt de gehele veiligheidsopgave volbracht door middel van dijkversterking.

Tabel 3.5 Taakstelling van project Ruimte voor de R iviera

Riviertak Traject MHW-oppervlak van veiligheidsopgave

m2

IJssel IJsseldelta 6 647

IJssel IJssel tot Hattem 26 797

Nederrijn Lek - Nieuwe Maas - Nieuwe Waterweg 5 459

Nederrijn Nederrijn tot Hagestein 17 274

Nederrijn Pannerdensch Kanaal 2 944

Waal Bovenrijn 2 884

Waal Waal tot Vuren 14 360

Waal Waal - Nieuwe Merwede - Hollands Diep - Haringvliet 7 053

Waal Beneden-Merwede - Oude Maas 2 236

Waal Steurgat - Spijkerboor 2 318

Waal Pauluszand - Gat van de Noorderklip 553

Maas Maas 7 177

a Bron: Waterloopkundig Laboratorium, Delft.

Zoals al is opgemerkt in paragraaf 3.1, is dijkversterking niet in de vorm van expliciete

maatregelen in de Blokkendoos verwerkt. Wel biedt de Blokkendoos de mogelijkheid om per

riviertraject de resterende taakstelling als percentage van de totale opgave te bepalen (gemeten

in vierkante meters MHW-winst; zie tabel 3.5). Ook maakt de Blokkendoos per traject een ruwe

schatting van de kosten die gemoeid zijn met dijkverhoging ter invulling van de restopgave.

Van deze kostencijfers maken we in deze studie echter geen gebruik, omdat inmiddels betere

kostenramingen beschikbaar zijn op de trajecten die voor dijkversterking in aanmerking komen.

Buiten de kosten zijn in de Blokkendoos geen andere effecten van dijkverhoging

gedocumenteerd. Maar op de dijkvakken waarop dijkversterking wordt toegepast, zijn andere

baten dan veiligheidswinst ook niet aan de orde. In de KEA zijn dus alleen de veiligheidswinst

en de kosten van dijkversterking relevant.21

Het veiligheidseffect van waterstandverlagende maatregelen meten we als het MHW-oppervlak.

Dijkversterking leidt echter niet tot verlaging van de MHW en het MHW-oppervlak van

dijkversterking is dus nul. Maar het expliciete doel van dijkversterking is het realiseren van de

21 Een eventueel nadelig effect van dijkversterking op andere, naburige maatregelen blijft buiten beschouwing. Zie laatste

alinea van paragraaf 2.7.

51

(resterende) veiligheidsopgave. Dus kan deze opgave, uitgedrukt in vierkante meters MHW-

winst, aan het onderdeel dijkversterking in de alternatieven worden toegerekend. De procedure

voor de diverse in hoofdstuk 4 te bespreken projectalternatieven is nu als volgt:

• Basisalternatieven van het MER:

Met behulp van de Blokkendoos bepalen we per riviertraject het ‘percentage resterende

taakstelling’. Het MHW-oppervlak dat behoort bij de restopgave, berekenen we door deze

percentages toe te passen op de totale opgaven, vermeld in tabel 3.5.

• Basis-Voorkeursalternatief:

De restopgave per riviertraject in vierkante meters MHW-winst is berekend door de

projectorganisatie. Aan deze cijfers ligt een hydraulische analyse van het gehele

maatregelenpakket ten grondslag.

• RAD:

De gehele veiligheidsopgave per riviertraject wordt toegeschreven aan dijkversterking.

Is het MHW-oppervlak bepaald, dan vallen de standaardkosten van dijkversterking eenvoudig

te berekenen als het product van het aan dijkversterking toegeschreven MHW-oppervlak

(vierkante meters) en de kengetallen van MHW-winst (kosten per vierkante meter).

De op 1 februari ter beschikking staande gegevens omvatten ramingen van de kosten van

dijkversterking in de Basisalternatieven en in het Basis-Voorkeursalternatief. Van de kosten van

het RAD zijn afzonderlijke gegevens beschikbaar (Arcadis, Royal Haskoning en Fugro 2003).

53

4 Toepassing kosteneffectiviteitanalyse

4.1 Schatting van kengetallen van de standaardkoste n

Het verband tussen de kosten van maatregelen en de diverse gewenste effecten van maatregelen

is met behulp van regressieanalyse onderzocht. De gegevens die voor de analyse gebruikt zijn,

alsmede enige algemene uitgangspunten voor de schattingsprocedure zijn besproken in het

voorgaande hoofdstuk; een gedetailleerd verslag van de analyse zelf is te vinden in bijlage B.

Het eindresultaat staat samengevat in tabel 4.1. De resultaten in de eerste kolom van de tabel

zijn de gezochte ‘kengetallen van de standaardkosten’. Alle kengetallen zijn positief. Het

realiseren van gewenste effecten kost dus geld.

Tabel 4.1 Berekening standaardkosten van maatregele n

Standaardkosten

in miljoen euro per

fysieke eenheid

Omschrijving van effect Symbool van effect

(Bijlage B, tabel B1)

0,017 * MHW-winst in m2, IJsseldelta X2_R11

+ 0,012 * MHW-winst in m2, IJssel tot Hattem X2_R12

+ 0,008 * MHW-winst in m2, Nederrijn - Lek - Nieuwe Maas - Nieuwe Waterweg X2_R21

+ 0,020 * MHW-winst in m2, Pannerdensch Kanaal X2_R22

+ 0,013 * MHW-winst in m2, Bovenrijn X2_R31

+ 0,026 * MHW-winst in m2, Waal tot Vuren X2_R32

+ 0,009 * MHW-winst in m2, Waal na Vurena X2_R33

+ 0,009 * MHW-winst in m2, Maas X2_R4

+ 0,229 * Natuurontwikkeling in hectare

b X31_OK - X31I_OK

+ 2,453 * Positief oordeel over effect op ruimtelijke kwaliteit maal afstand langs

rivier in km c

X7A * XLengte

+ 3,230 * Positief oordeel over effect op recreatieve aantrekkelijkheid maal

afstand langs rivier in kmc

X40_OK * XLengte

= Totale standaardkosten in miljoen euro

a De Waal na Vuren omvat de trajecten Beneden-Merwede - Oude Maas en Nieuwe Merwede - Hollands Diep - Haringvliet.

b Som van positieve veranderingen in oppervlak van de ecotopen A tot en met J met uitzondering van ecotoop I (zie paragraaf 3.3).

Alleen positief gewaardeerde veranderingen tellen mee (zie paragraaf 3.4). c Variabelen X7A en X40_OK hebben waarde 0 (negatief of neutraal oordeel) of 1 (positief oordeel). Variabele X7A kan alleen waarde 1

hebben als natuurontwikkeling in de desbetreffende maatregel niet aan de orde is (X31_OK - X31I_OK = 0).

De schattingen van de kosten van veiligheidswinst voor de afzonderlijke riviertakken komen

goed overeen met kostenberekeningen die gemaakt zijn zonder gebruikmaking van

regressieanalyse (zie Bijlage B, tabel B.2). De verschillen tussen de riviertakken zijn

aanzienlijk: de kosten variëren van 8 duizend tot 26 duizend euro per m2 MHW-winst (langs

respectievelijk de Nederrijn en de Waal tot Vuren). Omdat de hoeveelheid water in kubieke

meter per seconde die correspondeert met één vierkante meter MHW-winst, sterk verschilt van

riviertak tot riviertak, mogen aan deze getallen geen conclusies worden verbonden over de

54

optimale verdeling van de waterafvoer over de riviertakken. Bij de berekening van de

standaardkosten telt de gehele MHW-winst van een maatregel mee, ongeacht of die nodig is

voor het halen van de projectdoelstelling.

Pogingen om de kosten van de ontwikkeling van natuurgebied te desaggregeren naar

natuurtype zijn slechts zeer ten dele geslaagd. De regressies leveren wel aanwijzingen op dat de

kosten tussen ecotopen verschillen, maar doordat voor de afzonderlijke ecotopen slechts

betrekkelijk kleine aantallen waarnemingen beschikbaar zijn, is het nauwelijks mogelijk om per

ecotoop een betrouwbare schatting te maken van de eenheidskosten. Alleen van type I (moeras)

kan worden vastgesteld dat de aanleg geen additionele kosten met zich meebrengt. Voor dit

natuurtype worden dus geen standaardkosten gerekend. Alle andere ecotopen krijgen in de

uiteindelijke vorm van de regressievergelijking dezelfde kosten per hectare toegerekend. De

kosten van de ontwikkeling van dit ‘gemiddelde’ type natuurgebied bedragen 229 duizend euro

per hectare.

Dit bedrag per hectare is veel hoger dan gemiddeld in Nederland wordt besteed bij de aanleg

van de Ecologische Hoofdstructuur (EHS), namelijk 40.000 à 50.000 euro per hectare.22 Ook de

kosten van de op ontwikkeling van natuur in het rivierengebied gerichte NURG-projecten

liggen in dezelfde orde van grootte als bij EHS-projecten. Dit geeft aan dat natuurontwikkeling

in het kader van RvdR relatief duur is.23 Kennelijk levert het combineren van

natuurontwikkeling en veiligheidswinst in één maatregel in het algemeen geen kostenvoordeel

op. Mogelijk hangt dit samen met het feit dat de veiligheidsdoelstelling in 2015 gehaald moet

zijn. Onteigening is daardoor in veel gevallen onvermijdelijk. Ook is de keuze van de locatie

van waterstandverlagende maatregelen meestal minder vrij dan het geval is bij NURG-

projecten, die op natuurontwikkeling gericht zijn.

Hoe dan ook, het in rekening brengen van een hoog bedrag aan standaardkosten voor

natuurontwikkeling betekent in elk geval dat de aanlegkosten van natuur in deze KEA niet

bijzonder kritisch beoordeeld worden. Als de kosten van natuurontwikkeling als onderdeel van

een maatregel dicht bij het EHS-gemiddelde liggen, zal de desbetreffende maatregel als zeer

goedkoop aangemerkt worden.

Ter toelichting van de laatste twee regels van tabel 4.1 het volgende. Als een maatregel leidt tot

verbetering van de ruimtelijke kwaliteit van het maatregelgebied, zonder dat de maatregel leidt

tot uitbreiding van het areaal natuurgebied, dan brengt dat standaardkosten van 2,5 miljoen euro

per kilometer (gemeten langs de rivier) met zich mee. De afstand langs de rivier is een

benadering van de omvang van het maatregelgebied.

22 Volgens informatie verstrekt door het Natuurplanbureau. 23 Het kengetal van natuurontwikkeling ligt echter wel in dezelfde orde van grootte als de kosten van natuurontwikkeling in

ontpolderingsprojecten die ontworpen zijn in het kader van ‘Natte natuur in het Schelde-estuarium’. In dit project lopen de

kosten per hectare van 9 op natuurontwikkeling gerichte maatregelen uiteen van 132 duizend euro tot 856 duizend euro,

met een gemiddelde van 381 duizend euro, zie VITO/CPB (2004).

55

Als een maatregel de recreatieve aantrekkelijkheid van het maatregelgebied bevordert, brengt

dat standaardkosten van 3,2 miljoen euro per kilometer (eveneens gemeten langs de rivier) met

zich mee.

Maatregelen die veel geld kosten, genereren in het algemeen meer veiligheidswinst of creëren

meer natuurgebied (of beide) dan maatregelen die weinig kosten. Het blijkt echter ook, dat de

additionele effecten van extra kosten in veel gevallen (dat wil zeggen: maatregelen) gering zijn.

Dit geldt voor veiligheidswinst, maar nog meer voor de ontwikkeling van natuurgebied. Met

andere woorden: Maatregelen die veel geld kosten, zijn in het algemeen weinig kosteneffectief.

Gedeeltelijk heeft dit een bijna definitorische oorzaak. Immers, van een groep maatregelen

met gelijke effecten zijn de dure per definitie kostenineffectief en de goedkope per definitie

efficiënt. Onder dure maatregelen zullen dus systematisch meer kostenineffectieve maatregelen

voorkomen dan onder goedkope. Dit verschijnsel komt in elk van de paragrafen 4.2 - 4.4

opnieuw naar voren. In de laatste daarvan zullen we laten zien dat het definitorische effect

vermoedelijk de belangrijkste oorzaak is en dat het niet zo is dat kleine maatregelen

kosteneffectiever zijn dan grote maatregelen.

4.2 Berekening van standaardkosten en bepaling van kosteneffectiviteit van

maatregelen

De beoordeling van de kosteneffectiviteit van een maatregel komt neer op het vergelijken van

de feitelijke maatregelkosten met de standaardkosten. Het verschil van de feitelijke kosten en de

standaardkosten noemen we de residuele kosten. De berekening vereist dat alle in tabel 4.1

vermelde effecten van een maatregel bekend zijn. Dit betekent dat de methode op het moment

van schrijven toepasbaar is op 622 mogelijk te nemen maatregelen (zie paragraaf 3.1). Ter

illustratie staan in tabel 4.2 de resultaten vermeld voor de vijf maatregelen waarvan we in tabel

2.5 een voorbeeldberekening hebben gegeven, dit maal echter berekend met de in tabel 4.1

vermelde kengetallen en de meest recente gegevens over kosten en effecten van deze

maatregelen. Het grootste verschil met de eerdere berekening zit in het lagere kostenkengetal

voor natuurontwikkeling.

Van de vijf maatregelen heeft de hoogwatergeul Veessen-Wapenveld met huidig landgebruik de

laagste kosten.24 Deze maatregel blijkt als enige kosteneffectief te zijn. De andere vier zijn

kostenineffectief. Deze uitkomst illustreert het aan het eind van de vorige paragraaf

gesignaleerde fenomeen, dat maatregelen die veel geld kosten, in het algemeen

kostenineffectief zijn. Dit, ondanks dat aan natuurontwikkeling een hoog bedrag aan

standaardkosten wordt toegerekend.

24 Let wel dat de (variant van de) maatregel hoogwatergeul Veessen -Wapenveld in Tabel 4.2 niet dezelfde is als nu

opgenomen is in het Basis-VKA. Die laatste variant is duur (kostenineffectief), zie Tabel 4.8, regel 1.

56

Tabel 4.2 Voorbeeld van berekening van standaardkos ten en residuele kostena

Maatregel-

code

Naam Geraamde

kosten

Standaard-

Kosten

Residuele

kosten

Relatieve

residuele

kostenb

miljoen euro %

50005NA Deventer - Wapenveld, natuur 2 951 886 2 065 233

50005HL Deventer - Wapenveld, huidig landgebruik 465 358 107 30

50006NA Veessen - Wapenveld, natuur 601 358 243 68

50006HL Veessen - Wapenveld, huidig landgebruik 127 169 − 42 − 5

50004 Bypass Deventer 321 101 220 217

a Berekening volgens tabel 4.1 en op basis van maatregelgegevens per 1 februari 2005.

b Residuele kosten als percentage van standaardkosten.

4.3 Klassering van kosteneffectiviteit

Maatregelen en maatregelpakketten worden geklasseerd naar kosteneffectiviteit. Dit gebeurt op

basis van de relatieve residuele kosten: de residuele kosten, uitgedrukt als percentage van de

standaardkosten. De klasse-indeling die daarbij wordt gebruikt, staat uiteengezet in tabel 4.3.

Tabel 4.3 Klassering van maatregelen en maatregelpa kketten naar kosteneffectiviteit

Klassering kosteneffectiviteita Relatieve residuele kosten:

Ondergrensb

Bovengrensb

Aantal

maatregelen

KE-score % %

1 Zeer goedkoop ++ − < – 25 119

2 Goedkoop + >= – 25 < 0 61

3 Gemiddeld -+ >= 0 < 25 45

4 Duur - >= 25 < 50 51

5 Zeer duur -- >= 50 − 333

6 Standaardkosten positief (regels 1 tot en met 5) 609

7 Standaardkosten niet-positief (residuele kosten dus positief), zeer duur − − 13

8 Totaal (regels 6 plus 7) 622

9 Residuele kosten negatief (regels 1+2) 180

10 Residuele kosten niet-negatief (regels 3 tot en met 5 plus 7) 442

11 Totaal (regels 9 plus 10) 622

a Een negatief residu wijst op bovengemiddelde kosteneffectiviteit; een positief residu op benedengemiddelde kosteneffectiviteit.

b Residuele kosten als percentage van standaardkosten.

Voor het scoren van de diverse alternatieven is vooral het onderscheid tussen de drie

middenklassen van belang (goedkoop – gemiddeld – duur); het heeft weinig zin om

maatregelen met relatieve residuele kosten van meer dan 50% nader onder te verdelen. De

57

klasse-indeling in de tabel is zowel toegepast op afzonderlijke maatregelen als op

maatregelpakketten.

De kosteneffectiviteit van maatregelen (maatregelpakketten) waarvan de relatieve residuele

kosten tussen 0% en 25% liggen, wordt als ‘gemiddeld’ beschouwd. Wellicht lijkt het meer

voor de hand te liggen om de middelste klasse symmetrisch rond het nulpunt te definiëren (van

minus x% tot plus x%). De reden om dit niet te doen hangt samen met het ‘willekeurig’ karakter

van maatregelen in de Blokkendoos. Deze zijn – terecht – niet vooraf geselecteerd op kosten.

Het streven is daarom geweest om de kengetallen van de standaardkosten tamelijk ‘scherp’

te schatten: ze zijn lager dan de gemiddelde eenheidskosten van alle maatregelen in de

Blokkendoos.25 Wel is er op gelet dat de kengetallen behorende bij veiligheidswinst niet lager

zijn dan de eenheidskosten van technische maatregelen. De reden om er in een

kosteneffectiviteitanalyse op aan te sturen dat de kostenkengetallen lager zijn dan het

kostengemiddelde, is de asymmetrie in de maatregelkosten. Ook de meest efficiënte

maatregelen kosten geld. Er is dus een ondergrens voor kosten. Maar een bovengrens is er niet.

Voor de kosten van ‘wilde plannen’ geldt: the sky is the limit.26

Als we de kengetallen uit tabel 4.1 toepassen op alle mogelijke maatregelen, zullen deze dus

met recht in meerderheid als kostenineffectief worden aangemerkt. Zelfs als we maatregelen

met positieve relatieve residuele kosten tot 25% het predikaat ‘gemiddeld’ toekennen, zoals in

tabel 4.3 gedaan is, gebeurt dit: 180 maatregelen zijn ‘bovengemiddeld’ kosteneffectief

(categorieën ‘goedkoop’ en ‘zeer goedkoop’); daarentegen zijn 397 maatregelen ‘duur’ en ‘zeer

duur’.

4.4 Kosteneffectiviteit naar maatregeltype

Een eerste stap in de KEA is een analyse van alle 622 volledig gedocumenteerde maatregelen.

Om een indruk te geven van de complete lijst, geven we een samenvatting per maatregeltype.

De bedoeling hiervan is niet om de ‘gemiddelde kosteneffectiviteit’ per maatregeltype te

berekenen en onderling te vergelijken, maar juist om aan te geven dat er bij elk type zowel

boven- als benedengemiddeld kosteneffectieve maatregelen te vinden zijn.

Analyse-uitkomsten per maatregeltype staan vermeld in tabel 4.4. De tabel bevat voor ieder

maatregeltype twee rijen: de eerste heeft betrekking op maatregelen van het desbetreffend type

met negatieve residuele kosten (bovengemiddeld kosteneffectieve maatregelen), en de tweede

op maatregelen met positieve residuele kosten ((beneden)gemiddeld kosteneffectieve

maatregelen).

25 Dit is gedaan door de meest kostbare maatregelen (meer dan 450 miljoen euro) weg te laten uit de regressie en daarna

door de dure maatregelen minder zwaar te wegen dan de goedkope maatregelen, zie de bijlagen B en C. 26 Dit is een belangrijk verschil met het concept van hedonische prijzen, dat in paragraaf 2.4 besproken is. De producten die

een consument heeft gekocht, zijn door de consument geselecteerd. Het opnemen van maatregelen in de Blokkendoos is

niet onderhevig geweest aan een dergelijk selectieproces. Selectie vindt pas plaats bij de opstelling van de PKB.

58

Tabel 4.4 Kosteneffectiviteit van maatregeltypena

Maatregeltype Kosteneffectiviteit

boven- of beneden-

gemiddeldb

Aantal

maat-

regelen

Gemiddelde

kostenc

Gemiddelde

standaardkostenc

Gemiddeld

residuc

miljoen euro per maatregel

Aanvullende maatregel Boven 3 18 39 – 21

Aanvullende maatregel (Beneden)gemiddeld 10 241 62 179

Hoogwatergeul Boven 3 121 146 – 25

Hoogwatergeul (Beneden)gemiddeld 28 1 363 369 994

Grootschalige dijkverlegging Boven 26 70 85 – 15

Grootschalige dijkverlegging (Beneden)gemiddeld 67 118 52 65

Kadeverlaging Boven 13 13 25 – 12

Kadeverlaging (Beneden)gemiddeld 8 17 10 7

Kleinschalige dijkverlegging Boven 3 11 19 – 8

Kleinschalige dijkverlegging (Beneden)gemiddeld 36 41 11 30

Obstakelverwijdering Boven 21 7 14 – 7

Obstakelverwijdering (Beneden)gemiddeld 106 70 8 61

Kribverlaging Boven 6 19 44 – 24

Kribverlaging (Beneden)gemiddeld 8 13 4 9

Retentie Boven 18 301 544 – 242

Retentie (Beneden)gemiddeld 29 1 162 566 596

Uiterwaardvergraving Boven 83 25 36 – 10

Uiterwaardvergraving (Beneden)gemiddeld 143 78 34 46

Zomerbedverdieping Boven 4 69 85 – 16

Zomerbedverdieping (Beneden)gemiddeld 7 177 116 62

Totaal bovengemiddeld Boven 180 58 93 – 35

Totaal (beneden)gemiddeld (Beneden)gemiddeld 442 235 86 149

Totaal 622 184 88 96

a Analyse van gegevens van februari 2005. Van 622 maatregelen zijn alle relevante karakteristieken (kosten en effecten)

gedocumenteerd. b Maatregelen met positieve en maatregelen met negatieve residuele kosten zijn in afzonderlijke rijen getabelleerd. Een negatief residu

wijst op bovengemiddelde kosteneffectiviteit; een positief residu wijst op (beneden)gemiddelde kosteneffectiviteit. c Alle kostencijfers omvatten de kosten van beheer en onderhoud. De residuele kosten tellen niet op tot nul. Zie paragraaf 0 en Bijlage B

ter verklaring.

Inderdaad blijken er in elke categorie zowel maatregelen met positieve als maatregelen met

negatieve residuele kosten te zijn. Nu kunnen we bijvoorbeeld vaststellen dat maatregelen van

het type kadeverlaging in meerderheid betrekkelijk kosteneffectief zijn en dat er onder de 31

maatregelen van het type hoogwatergeul slechts drie zijn waarvoor dit geldt. (Waaronder de in

tabel 4.2 genoemde hoogwatergeul Veessen-Wapenveld met huidig landgebruik). Maar heel

relevant zijn deze uitspraken over maatregeltypen niet. Relevant is het identificeren van de

meest kosteneffectieve maatregelen.

59

De cijfers in tabel 4.4 bevestigen dat kostbare maatregelen in het algemeen benedengemiddeld

effectief zijn. De gemiddelde kosten van maatregelen met positieve residuele kosten bedragen

namelijk een veelvoud van de gemiddelde kosten van maatregelen met negatieve residuele

kosten (respectievelijk 235 en 58 miljoen euro; zie de onderste regels van de tabel). De

gemiddelde standaardkosten van de twee categorieën liggen echter opvallend dicht bij elkaar

(respectievelijk 86 en 93 miljoen euro). Dit geeft aan dat de gemiddelde omvang van de fysieke

effecten (gewogen met standaardkosten) van maatregelen in de categorieën ‘bovengemiddeld

effectief’ en ‘benedengemiddeld effectief’ elkaar in grootte weinig ontloopt. Bij zes van de tien

typen zijn de standaardkosten van kosteneffectieve maatregelen groter dan die van kosten

ineffectieve maatregelen. Over het algemeen is het dus niet zo dat maatregelen met kleine

effecten inefficiënter zijn dan maatregelen met grote effecten. Het feit dat een inefficiënte

maatregel per definitie duurder is dan een efficiënte maatregel met dezelfde omvang, moet de

belangrijkste reden zijn dat kostbare maatregelen over het algemeen inefficiënter zijn dan

maatregelen die weinig geld kosten.

4.5 Structuur van de projectalternatieven

In het vervolg van dit hoofdstuk komen de volgende projectalternatieven aan de orde: de twee

zogeheten Basisalternatieven die zijn samengesteld voor het MER, het Basis-Voorkeursalter-

natief (Basis-VKA) alsmede enige varianten daarvan, en het Referentiealternatief

Dijkversterking (RAD).

Elk van deze alternatieven bestaat uit twee delen. In de eerste plaats omvatten de

alternatieven alle maatregelen die op dit moment al in uitvoering zijn en maatregelen waarvan

de uitvoering met zekerheid doorgang zal vinden. Deze groep maatregelen wordt in zijn geheel

aangeduid als de ‘huidige situatie en autonome ontwikkeling’ (HSAO). Zij zijn voornamelijk

gericht op natuurontwikkeling (zogenaamde NURG-projecten). De HSAO blijft in deze studie

buiten beschouwing, omdat de beslissing over de uitvoering van deze maatregelen reeds is

genomen. De kosten van de HSAO gaan overigens wel gedeeltelijk ten laste van het budget van

het project RvdR.

In de tweede plaats omvat elk alternatief een specifieke selectie van maatregelen. Deze

selectie bestaat uit een combinatie van waterstandverlagende maatregelen en dijkversterking,

die verschilt van alternatief tot alternatief. Elk van de projectalternatieven in zijn geheel

bewerkstelligt de gestelde veiligheidsopgave: vergroting van de afvoercapaciteit van het

riviersysteem tot 16 dzd m3/s bij Lobith. Het RAD onderscheidt zich van de overige

alternatieven doordat het geheel uit dijkversterking bestaat.

60

4.6 Kosteneffectiviteit van waterstandverlagende ma atregelen in MER-

alternatieven

We maken nu een KEA van de maatregelpakketten die zijn samengesteld voor het MER, de

zogeheten Basisalternatieven 1 en 2. In deze paragraaf gaat de aandacht uit naar het onderdeel

waterstandverlaging. Het onderdeel dijkversterking komt in de volgende paragraaf aan de orde.

De resultaten van de analyse van Basisalternatief 1 (het zogeheten ‘budgetalternatief’) staan in

tabel 4.5. Dit pakket omvat, afgezien van de HSAO, 30 zo veel mogelijk buitendijkse,

waterstandverlagende maatregelen. De totale geraamde kosten van deze maatregelen, 1.735

miljoen euro, overstijgen de standaardkosten, 1.467 miljoen, met 18%. De kosteneffectiviteit

van het hele maatregelenpakket is dus gemiddeld. Dat geldt ook voor de deelpakketten voor de

riviertakken IJssel en Waal. Het deelpakket voor de Nederrijn-Lek is zeer duur; het deelpakket

voor de Maas is goedkoop.

Tabel 4.6 bevat de uitkomsten van de analyse van Basisalternatief 2 (het ‘ruimtelijk

alternatief’). Dit pakket omvat, afgezien van de HSAO, 72 waterstandverlagende maatregelen.

De totale residuele kosten van deze maatregelen blijken 425 miljoen euro te bedragen, terwijl

de totale geraamde kosten 2.955 miljoen zijn. Met andere woorden: De geraamde kosten

overstijgen de standaardkosten met 17%. De relatieve score van het gehele pakket wijkt dus

nauwelijks af van de score van Basisalternatief 1. De kosteneffectiviteit van de deelpakketten

voor de riviertakken IJssel, Nederrijn-Lek en Waal is gemiddeld; het deelpakket voor de Maas

is duur.

Het deelpakket voor de Waal kost van de vier deelpakketten het meeste geld. Het omvat 13

maatregelen. Over deze maatregelen valt op te merken dat de vijf maatregelen die het meeste

kosten (regels 57-59, 64 en 65 in tabel 4.6), geen van alle efficiënt zijn. Alleen de

kosteneffectiviteit van ontpoldering in de Noordwaard is gemiddeld; de overige vier

maatregelen zijn duur of zeer duur. De residuele kosten van de dijkverlegging Veur-Lent, 183

miljoen euro, zijn de hoogste van alle maatregelen in Basisalternatief 2 (als percentage van de

standaardkosten bedragen zij 118%). De (andere) acht minst kostbare maatregelen langs de

Waal zijn daarentegen op één na goedkoop of zeer goedkoop.

De gemiddelde kosten van de maatregelen die deel uitmaken van de overige deelpakketten

(IJssel, Nederrijn en Maas), zijn lager dan de gemiddelde maatregelkosten van het Waal-pakket.

Niettemin zijn ook in deze deelpakketten maatregelen aanwezig waarvan de geraamde kosten

een veelvoud van de standaardkosten bedragen. Te noemen vallen onder meer: verwijdering

van het landhoofd van de oude IJsselbrug te Zwolle (regels 4 en 5 in tabel 4.6), dijkverlegging

Werven (regel 3), verwijdering van de veerstoep te Amerongen (regel 38) en

uiterwaardvergraving in de Doorwerthsche Waarden (regel 45). In termen van relatieve

residuele kosten zijn al deze maatregelen zeer inefficiënt.

61

Tabel 4.5 Kosteneffectiviteit van waterstandverlage nde maatregelen in Basisalternatief 1 van het MERa

Riviertak en maatregel Kosten:

geraamd

Kosten:

standaard

Kosten:

residueel

KE

miljoen euro

IJssel

1 Kleinschalige dijkverlegging: De Paddenpol (Wijhe) 10 11 – 1 +

2 Kleinschalige dijkverlegging: Werven 17 4 13 --

3 Obstakelverwijdering: landhoofd oude IJsselbrug west (Zwolle) 39 6 33 --

4 Obstakelverwijdering: landhoofd oude IJsselbrug oost (Zwolle) 35 6 29 --

5 Obstakelverwijdering: gebied benedenstrooms Het Oever doorsteken 9 8 1 -+

6 Uiterwaardvergraving: Olburgsche Waard en Spaensweerd 59 23 36 --

7 Uiterwaardvergraving: Welsumvelder Buitenwaarden 71 64 7 -+

8 Uiterwaardvergraving: Olster Waarden 42 41 1 -+

9 Uiterwaardvergraving: Wijher Buitenwaarden 13 22 – 9 ++

10 Uiterwaardvergraving: Marlerwaarden 30 27 3 -+

11 Uiterwaardvergraving: Herxer Uiterwaarden 24 18 6 -

12 Uiterwaardvergraving: Scheller en Oldener Buitenwaarden 23 38 – 15 ++

13 Uiterwaardvergraving: Gelderdijksche Waard en Bentinkswellen 60 54 6 -+

14 Uiterwaardvergraving: Scherenwelle en Koppelerwaard 34 36 – 1 +

15 Uiterwaardvergraving: De Naters 28 43 – 15 ++

16 Zomerbedverdieping: IJsseldelta 125 105 21 -+

Totaal IJssel 619 504 115 -+

Nederrijn-Lek

17 Kadeverlaging: toegangsdam stuw Amerongen 2 8 – 6 ++

18 Zomerbedverdieping: Nederrijn-Lek 145 88 58 --

Totaal Nederrijn-Lek 147 96 51 --

Waal

19 Aanvullende maatregel: berging Volkerak-Zoommeer 119 92 26 -

20 Aanvullende maatregel: Steurgat - openzetten scheepvaartsluis 40 13 27 --

21 Aanvullende maatregel: natuurontwikkeling Noordwaard en

Scheidingsdijk

26 69 – 43 ++

22 Grootschalige dijkverlegging: Veur-Lent, plan Brokx groot 338 155 183 --

23 Kribverlaging: Midden-Waal 31 87 – 55 ++

24 Kribverlaging: Waal omgeving St. Andries 21 63 – 42 ++

25 Kribverlaging: Beneden-Waal 21 40 – 19 ++

26 Uiterwaardvergraving: Gorinchem, natuurgebied Avelingen 85 48 37 --

27 Uiterwaardvergraving: Brakelsche Benedenwaarden en Munnikenland 63 89 – 26 ++

28 Zomerbedverdieping: Boven-Merwede 103 55 48 --

29 Zomerbedverdieping: Nieuwe Merwede 29 40 – 10 ++

Totaal Waal 876 752 124 -+

Maas

30 Zomerbedverdieping: Bergsche Maas 93 115 – 22 +

Totaal Maas 93 115 – 22 +

Totaal van waterstandverlagende maatregelen in Basisalternatief 1 1 735 1 467 268 -+


62

Tabel 4.6 Kosteneffectiviteit van waterstandverlage nde maatregelen in Basisalternatief 2 van het MERa


geraamd

Kosten:

standaard

Kosten:

residueel

KEb

miljoen euro

IJssel

1 Kleinschalige dijkverlegging: De Paddenpol (Wijhe) 10 11 – 1 +

2 Kleinschalige dijkverlegging: Rammelwaard 20 17 3 -+

3 Kleinschalige dijkverlegging: Werven 17 4 13 --

4 Obstakelverwijdering: landhoofd oude IJsselbrug west (Zwolle) 39 6 33 --

5 Obstakelverwijdering: landhoofd oude IJsselbrug oost (Zwolle) 35 6 29 --

6 Obstakelverwijdering: hoog gebied benedenstrooms Het Oever 9 8 1 -+

7 Kribverlaging: Midden-IJssel 20 10 9 --

8 Kribverlaging: Sallandse IJssel, zuidelijk deel 14 6 8 --

9 Kribverlaging: Sallandse IJssel, noordelijk deel 8 3 5 --

10 Uiterwaardvergraving: Brummensche Waarden 43 16 27 --

11 Uiterwaardvergraving: Zutphen 15 30 – 15 ++

12 Uiterwaardvergraving: Rammelwaard 16 22 – 7 ++

13 Uiterwaardvergraving: Rijsselsche Waard 20 23 – 3 +

14 Uiterwaardvergraving: Epse- en Bokkenwaard 24 24 0 +

15 Uiterwaardvergraving: Wilpse klei, Bolwerksweide en Ossenwaard 33 37 – 4 +

16 Uiterwaardvergraving: Epseweerdse polder 42 41 0 -+

17 Uiterwaardvergraving: Ossenwaard 15 25 – 10 ++

18 Uiterwaardvergraving: Terwolderdorpenwaarden 30 32 – 2 +

19 Uiterwaardvergraving: Keizers- en Stobbenwaard 49 50 – 1 +

20 Uiterwaardvergraving: Welsumvelder Buitenwaarden 71 64 7 -+

21 Uiterwaardvergraving: Olster Waarden 42 41 1 -+

22 Uiterwaardvergraving: Wijher Buitenwaarden 13 22 – 9 ++

23 Uiterwaardvergraving: Marlerwaarden 30 27 3 -+

24 Uiterwaardvergraving: Herxer Uiterwaarden 24 18 6 -


26 Uiterwaardvergraving: Gelderdijksche Waard en Bentinkswellen 60 54 6 -+

27 Uiterwaardvergraving: Scherenwelle en Koppelerwaard 34 36 – 1 +

28 Uiterwaardvergraving: Onderdijksche Waard d 7 33 – 26 ++

29 Uiterwaardvergraving: De Naters 28 43 – 15 ++

30 Zomerbedverdieping: IJssel 125 105 21 -+


Nederrijn-Lek

31 Kadeverlaging: Elster Buitenwaarden 3 2 1 --

32 Kadeverlaging: toegangsdam stuw Amerongen 2 8 – 6 ++

33 Obstakelverwijdering: veerstoep Opheusden en Manuswaard 21 5 16 --

34 Obstakelverwijdering: veerstoep Elst 12 17 – 5 ++

35 Obstakelverwijdering: bekading na Pannerdense Kop (Scherpekamp) 1 25 – 24 ++

36 Obstakelverwijdering: steenfabriek Elst 20 8 12 --

37 Obstakelverwijdering: veerstoep de Stichtse Oever 5 5 0 -+

38 Obstakelverwijdering: veerstoep Amerongen 40 4 36 --

39 Obstakelverwijdering: Nieuw Lekkerland 10 7 3 -

40 Kribverlaging: Pannerdensch Kanaal 16 17 – 1 +

41 Uiterwaardvergraving: Krimpen a/d Lek 7 11 – 4 ++

42 Uiterwaardvergraving: Binnen-Nes 6 9 – 2 ++

43 Uiterwaardvergraving: Groote of Koningspleij 7 18 – 11 ++

63

Vervolg tabel 4.6

44 Uiterwaardvergraving: Meinerswijk 83 50 33 --

45 Uiterwaardvergraving: Doorwerthsche Waarden 46 5 40 --

46 Uiterwaardvergraving: Wageninger Benedenwaarden 26 13 13 --

47 Uiterwaardvergraving: Middelwaard 27 35 – 8 +

48 Uiterwaardvergraving: Tollewaard 31 22 9 -

49 Uiterwaardvergraving: Meandertak Gravenbol en Lunenburgerwaard 21 31 – 10 ++

50 Uiterwaardvergraving: Rijswijcksche Buitenpolder 48 18 30 --

51 Uiterwaardvergraving: Rijswijcksche Waard 16 11 5 -

52 Uiterwaardvergraving: Bosscherwaarden 31 42 – 11 ++

53 Uiterwaardvergraving: Redichemsche Waard 10 15 – 5 ++

54 Uiterwaardvergraving: Honswijkerwaarden, Stuweiland en 't Waalsche

Waard

27 38 – 11 ++

55 Uiterwaardvergraving: Vianen 16 28 – 13 ++

56 Zomerbedverdieping: Lek 40 55 – 15 ++

Totaal Nederrijn-Lek 570 498 72 -+

Waal

57 Aanvullende maatregel: Berging Volkerak-Zoommeer 119 92 26 -


59 Grootschalige dijkverlegging: Noordwaard meestromend 365 294 71 -+

60 Obstakelverwijdering: Steenfabriek Beuningen, Staartjeswaard 49 20 28 --

61 Uiterwaardvergraving: Oosterhoutsche weilanden 21 36 – 14 ++

62 Uiterwaardvergraving: Drutensche Waarden 49 54 – 4 +

63 Uiterwaardvergraving: Wamelsche Uiterwaard en Dreumelse Waard 44 60 – 16 ++

64 Uiterwaardvergraving: Heesseltsche Uiterwaarden 139 110 29 -

65 Uiterwaardvergraving: Hurwenensche Uiterwaarden 69 54 15 -

66 Uiterwaardvergraving: Grobsche Waard 25 38 – 13 ++

67 Uiterwaardvergraving: Herwijnensche Bovenwaard 14 23 – 9 ++

68 Uiterwaardvergraving: Ruyterwaard 41 51 – 10 +


Totaal Waal 1 334 1 077 258 -+

Maas

70 Aanvullende maatregel: Overdiepse Polder - landbouw 107 90 17 -+

71 Kadeverlaging: Biesbosch 2 0 2 --

72 Zomerbedverdieping: Amer 27 13 14 --

Totaal Maas 136 104 32 -

Totaal van waterstandverlagende maatregelen in Basisalternatief 2 2 955 2 529 425 -+

a Gebaseerd op gegevens per 1 februari 2005. Alle kostenbedragen omvatten de kosten van beheer en onderhoud. Berekening van

standaardkosten: zie tabel 4.1. b KE: kosteneffectiviteit, beoordeeld volgens de criteria in tabel 4.3.

Selecteert men zonder randvoorwaarden 30 (Basisalternatief 1) of 72 maatregelen

(Basisalternatief 2) uit een verzameling van enige honderden maatregelen met uiteenlopende

kosteneffectiviteit, dan moet het mogelijk zijn, door ruimtelijke en technische maatregelen goed

te combineren, een pakket te ontwerpen dat in de eerste plaats aan de taakstelling voldoet en

bovendien bovengemiddeld kosteneffectief is, zie ook paragraaf 4.11.

64

4.7 Kosteneffectiviteit van dijkversterking

De projectalternatieven bewerkstelligen de veiligheidsopgave door een combinatie van

waterstandverlagende maatregelen en dijkversterking. In paragraaf 3.6 is uiteengezet hoe we de

standaardkosten van dijkversterking berekenen. De analyse-uitkomsten staan vermeld in tabel

4.7. Naast de kosteneffectiviteit van dijkversterking in de Basisalternatieven van het MER en in

het Basis-Voorkeursalternatief is ook de kosteneffectiviteit van het Referentiealternatief

Dijkversterking (RAD) geanalyseerd.

Bij de cijferopstelling in tabel 4.7 dient opgemerkt te worden dat alleen de cijfers voor het

RAD een compleet projectalternatief vertegenwoordigen. Het RAD volbrengt de gehele

veiligheidsopgave. Van de MER-alternatieven en het Basis-VKA staan alleen de cijfers vermeld

die betrekking hebben op de resterende veiligheidsopgave.27 De locaties die men in deze

projectalternatieven heeft aangewezen voor dijkversterking, zijn bovendien niet ‘toevallig’

gekozen; op deze locaties is dijkversterking meestal een goedkope oplossing. Vaak is dat zo,

omdat op die locaties de dijken maar aan één kant van de rivier versterkt hoeven te worden.

Dijkversterking is dan kosteneffectiever dan waterstandverlaging.

De residuele kosten van het RAD komen overeen met 10% van de standaardkosten. De

kosteneffectiviteit van het RAD in zijn geheel is dus gemiddeld. Dijkversterking is blijkbaar

niet overal de goedkoopste oplossing. De deelpakketten voor de IJssel en de Nederrijn-Lek zijn

goedkoop; het pakket voor de Maas is gemiddeld. De kosteneffectiviteit van het RAD langs de

Waal is echter benedengemiddeld (‘duur’).

Voor de afzonderlijke riviertakken geven de twee Basisalternatieven exact hetzelfde patroon

te zien: het onderdeel dijkversterking voor de IJssel is in beide alternatieven zeer duur, terwijl

de onderdelen voor de overige takken zeer goedkoop zijn. In het Basis-VKA is dijkversterking

langs de IJssel niet aan de orde. Dit maakt dat het onderdeel dijkversterking van het Basis-VKA

in zijn geheel zeer goedkoop is.

De standaardkosten van het RAD zijn uitgerekend met de exacte veiligheidsopgave van het

project. De standaardkosten zijn niet afhankelijk van de manier waarop de

veiligheidsdoelstelling wordt gehaald. Dit betekent dat deze standaardkosten van 1,25 mld euro

tevens de standaardkosten zijn van de veiligheidsopgave in het project. Daar ieder pakket

minstens aan de veiligheidsopgave moet voldoen, bevat ieder pakket dus minimaal 1,25 mld

euro aan standaardkosten om die doelstelling te bereiken. De overige standaardkosten van een

pakket bestaan dus uit de standaardkosten voor mogelijke extra veiligheid boven de

projectdoelstelling en de standaardkosten voor de drie componenten van ruimtelijke kwaliteit

die voorkomen in een pakket.

27 De geraamde kosten van dijkversterking in Basisalternatief 1 bedragen 19% van de kosten van het RAD; voor

Basisalternatief 2 en het Basis-VKA is het percentage lager.

65

Tabel 4.7 Kosteneffectiviteit van dijkversterking i n de alternatieven en in het RAD

Riviertak MHW-oppervlaka Kosten

b KE

c

Totale

Opgave

Waterstand-

verlagende

maatregelen

Resterende

opgave

Geraamd Standaard Residu

m2 miljoen euro

Referentiealternatief Dijkversterking (RAD)

IJssel 33 443 0 33 443 339 425 – 86 +

Nederrijn-Lek 25 677 0 25 677 190 240 – 50 +

Waal 29 402 0 29 402 771 517 254 -

Maas 7 177 0 7 177 72 65 7 -+

Totaal 1 372 1 247 125 -+

Basisalternatief 1

IJssel 33 443 25 990 8 125 155 95 60 --

Nederrijn-Lek 25 677 11 747 15 146 88 140 – 52 ++

Waal 29 402 48 949 2 957 17 30 – 13 ++

Maas 7 177 12 747 3 345 3 30 – 27 ++

Totaal 263 296 – 33 +

Basisalternatief 2

IJssel 33 443 33 479 1 828 130 22 108 --

Nederrijn-Lek 25 677 28 218 2 735 0 23 – 23 ++

Waal 29 402 39 970 5 113 11 50 – 39 ++

Maas 7 177 9 302 4 902 5 45 – 40 ++

Totaal 146 140 6 -+

Basis-Voorkeursalternatief

IJssel 33 443 41 708 0 − − − −

Nederrijn-Lek 25 677 12 898 14 014 84 112 – 28 ++

Waal 29 402 42 744 2 044 21 19 2 -+

Maas 7 177 7 819 3 854 12 35 – 23 ++

Totaal 95 699 105 169 19 912 117 166 – 49 ++

a Bronnen:

Totale opgave: Zie tabel 3.5.

Resterende opgave: Basisalternatieven: Blokkendoos versie 9 d.d. 21 juli 2004; Basis-VKA: projectorganisatie RvdR. b Bronnen:

Geraamde kosten: Basisalternatieven en Basis-VKA: kostenramingen per 1 februari 2005. Kosten van het RAD:

ontleend aan Arcadis, Royal Haskoning en Fugro 2003.

Standaardkosten: Berekend op basis van resterende opgave in m2 en kengetallen in tabel 4.1; zie paragraaf 3.6. c Klassering kosteneffectiviteit; zie tabel 4.3.

66

4.8 Kosteneffectiviteit van waterstandverlagende ma atregelen in het Basis-

Voorkeursalternatief

Het Basis-VKA omvat, afgezien van de HSAO, 26 waterstandverlagende maatregelen, zie tabel

4.8. De kosteneffectiviteit van de deelpakketten voor de IJssel, Waal en Maas is gemiddeld; het

maatregelenpakket voor de Nederrijn-Lek blijkt zeer duur te zijn.

De drie maatregelen van het pakket voor de Nederrijn-Lek die de laagste kosten hebben

(regels 15, 10 en 12 in tabel 4.8), hebben de score ‘goedkoop’ of zeer ‘goedkoop’. De overige

vijf zijn ‘duur’ of ‘zeer duur’. De maatregel langs de Nederrijn met de hoogste kosten

(dijkverlegging bij Lienden; regel 9) heeft ook de hoogste residuele kosten. Maar in termen van

relatieve residuele kosten geeft uiterwaardvergraving in de Doorwerthsche Waarden (regel 14)

de slechtste score te zien: plus 800%. Deze maatregel is aan het pakket toegevoegd om het

laatste stukje benodigde waterstandverlaging te halen.

Het pakket voor de Waal uit het Basis-VKA heeft vier maatregelen gemeen met

Basisalternatief 2, waaronder de dijkverlegging Veur-Lent. Ook in het Basis-VKA geeft deze

maatregel van alle 26 maatregelen in absolute zin de hoogste residuele kosten te zien. Dit

bedrag (183 miljoen; regel 18) is zelfs groter dan de residuele kosten van het hele Waal-pakket

bij elkaar (165 miljoen). De rest van dit pakket scoort dus ‘goedkoop’. Dit is vooral toe te

schrijven aan het onderdeel kribverlaging.

De meest kostbare en omvangrijke maatregel in het Basis-VKA, ontpoldering van de

Noordwaard (regel 19), scoort gemiddeld.28 Ontpoldering van deze primaire dijkring komt ook

in het veiligheidsonderzoek (KBA, deel 1) naar voren als een voor de hand liggende maatregel.

Deze ingreep lost het grootste deel van het veiligheidsprobleem langs de Merwedes op.

Zodoende is er van alle, zeer dure, alternatieve maatregelen bij Gorinchem nog slechts één

noodzakelijk is, te weten het bedrijventerrein bij Avelingen (regel 23).

Bij de score van de Noordwaard dient men wel te bedenken dat aan de ontwikkeling van

moeras (ecotoop I) geen standaardkosten zijn toegerekend (zie de toelichting bij tabel 4.1 in

paragraaf 4.1), terwijl deze maatregel 468 ha van deze ecotoop oplevert. Natuurontwikkeling in

de Noordwaard dient echter mede als compensatie voor het verlies aan natuurgebied dat het

gevolg is van andere maatregelen op andere locaties (terwijl voor noodzakelijke compensatie

geen bedrag in de maatregelkosten is opgenomen, zie paragraaf 2.6). Dit moerasgebied wordt

dus behandeld als een gratis bate. Zouden we aan de ontwikkeling van moeras dezelfde

standaardkosten toerekenen als aan andere natuurontwikkeling, dan stijgen de totale

standaardkosten bij de Noordwaard met 107 mln euro van 294 tot 401 mln euro en dalen de

residuele kosten van plus 71 tot minus 36 miljoen euro. De relatieve residuele kosten bedragen

dan minus 9%, wat de score ‘goedkoop’ betekent. Mede gelet op de rol bij natuurcompensatie

lijkt ontpoldering van de Noordwaard toch kosteneffectief. 28 In de Blokkendoos (en in Tabel 4.8) staat deze maatregel te boek als grootschalige dijkverlegging.

67

Tabel 4.8 Kosteneffectiviteit van waterstandverlage nde maatregelen in het Basis-Voorkeursalternatiefa


Geraamd

Kosten:

standaard

Kosten:

residueel

KEb

miljoen euro

IJssel

1 Hoogwatergeul: Veessen-Wapenveld 177 133 44 -

2 Grootschalige dijkverlegging: Voorsterklei 40 40 0 -+

3 Grootschalige dijkverlegging: Westenholte 52 39 13 -

4 Grootschalige dijkverlegging: Cortenoever 62 53 8 -+

5 Uiterwaardvergraving: Wilpse Klei, Bolwerksweide en Ossenwaard 99 80 19 -+

6 Uiterwaardvergraving: Deventer, Keizers- en Stobbenwaard en

Olsterwaarden

83 116 – 34 ++


8 Zomerbedverdieping: IJssel 125 105 21 -+


Nederrijn-Lek

9 Grootschalige dijkverlegging: Lienden 109 60 49 --

10 Obstakelverwijdering: veerstoep Elst 12 17 – 5 ++

11 Obstakelverwijdering: steenfabriek Elst 20 8 12 --

12 Kribverlaging: traject Pannerdensch Kanaal 16 17 – 1 +

13 Uiterwaardvergraving: Meinerswijk 83 50 33 --

14 Uiterwaardvergraving: Doorwerthsche Waarden 46 5 40 --

15 Uiterwaardvergraving: Middelwaard 9 20 – 12 ++

16 Uiterwaardvergraving: Tollewaard 31 22 9 -

Totaal Nederrijn-Lek 325 199 126 --

Waal

17 Aanvullende maatregel: berging Volkerak / Zoommeer 119 92 26 -


19 Grootschalige dijkverlegging: Noordwaard meestromend 365 294 71 -+

20 Kribverlaging: Midden-Waal 31 87 – 55 ++

21 Kribverlaging: Waal omgeving St. Andries 21 63 – 42 ++

22 Kribverlaging: Beneden-Waal 21 40 – 19 ++

23 Uiterwaardvergraving: Gorinchem, bedrijventerrein Avelingen 46 18 28 --


Totaal Waal 1 004 839 165 -+

Maas

25 Aanvullende maatregel: Overdiepse Polder - landbouw 107 90 17 -+

26 Kadeverlaging: Biesbosch 2 0 2 --

Totaal Maas 109 90 19 -+

Totaal pakket 2 097 1 733 364 -+


b KE: kosteneffectiviteit, beoordeeld volgens de criteria in tabel 4.3.

68

4.9 Totaaloverzicht van de pakketten

De resultaten uit de voorgaande paragrafen zijn samengevat in tabel 4.9. Van ieder alternatief –

RAD, Basisalternatieven en Basis-VKA – zijn de verschillende soorten kosten van

waterstandverlagende maatregelen en van dijkversterking gesommeerd per riviertak.

Net als in de Basisalternatieven is de kosteneffectiviteit van het Basis-VKA langs de IJssel

laag vergeleken met het RAD, en is de kosteneffectiviteit van het Basis-VKA langs de Waal

hoger dan die van het RAD. Opvallend slecht is de score van het Basis-VKA op de Nederrijn-

Lek in vergelijking met alle andere alternatieven. Zo is het kostentotaal langs deze riviertak in

Basisalternatief 2 hoger dan in het Basis-VKA, maar zijn de totale residuele kosten niettemin

lager dan in het Basis-VKA. In Basisalternatief 1 en in het RAD zijn de kosten langs de

Nederrijn-Lek ook in absolute zin lager dan in het Basis-VKA.

Tabel 4.9 Kosteneffectiviteit van het RAD, de Basis alternatieven van het MER en het Basis-VKA

Pakket Riviertak

Kosten:

geraamd

Kosten:

standaard

Kosten:

residueel

Kosten:

residueel

Klassering

kosteneffectiviteit

(a) (b) (c) = (a)-(b) (d) =(c)/(b)

miljoen euro %



Waal 771 517 254 49 Duur

Maas 72 65 7 10 Gemiddeld


Basisalternatief 1 IJssel 774 599 175 29 Duur


Waal 893 782 111 14 Gemiddeld

Maas 96 145 – 49 – 34 Zeer goedkoop


Basisalternatief 2 IJssel 1 044 873 171 20 Gemiddeld

Nederrijn-Lek 570 521 49 9 Gemiddeld

Waal 1 345 1 127 218 19 Gemiddeld



Basis-VKA IJssel 660 605 55 9 Gemiddeld

Nederrijn-Lek 409 311 97 31 Duur

Waal 1 025 858 167 19 Gemiddeld



69

Zoals eerder gezegd, omvatten alle kosten in de KEA voor maatregelen en pakketten zowel de

investeringskosten als de kosten van beheer en onderhoud. In de PKB zijn daarentegen alleen

de investeringskosten vermeld. Daarom staat tabel 4.10 in de aansluiting tussen de bedragen

voor het Basis-VKA in de KEA (Tabel 4.9) en die in de PKB.

Tabel 4.10 Aansluiting van de bedragen voor het Bas is-VKA in de KEA en de PKB

miljoen euro

Totaal kosten in KEA 2 214

Beheer en onderhoud (-) − 211

HSAO en projectkosten (+) 209

Totaal in PKB 2 212

Van het bedrag in de KEA moeten eerst de kosten van beheer en onderhoud worden

afgetrokken. Om te komen tot het bedrag in de PKB moeten daarna worden bijgeteld: kosten

voor de projectorganisatie, het op het budget drukkende deel van de kosten voor de maatregelen

waarover al een besluit is genomen (HSAO) en enige andere kostencategorieën die alleen op

pakketniveau bekend zijn.

4.10 Varianten van het Voorkeursalternatief

In de PKB zijn naast het Basis-VKA vijf varianten van het VKA aan de orde. De samenstelling

van deze varianten en de maatregelen waarvoor zij in de plaats komen, staan vermeld in Tabel

4.11, in combinatie met de kosteneffectiviteit. In sommige gevallen bestaat de variant uit één

maatregel die in de plaats gesteld wordt van één maatregel uit het Basis-VKA; in andere

gevallen gaat het om het inruilen van een groep maatregelen uit het Basis-VKA tegen een

alternatieve groep maatregelen. Alle varianten voldoen aan de taakstelling van 16 dzd m3/s, ook

al liggen de varianten soms niet op dezelfde plaats als de maatregelen in het Basis-VKA. Zo ligt

de hoogwatergeul Zutphen bijvoorbeeld tussen de twee dijkverleggingen in. De vermelde

MHW-winst is dus soms niet geheel vergelijkbaar.

Aan het inruilen van de laatste groep voor de eerste groep zijn twee voorwaarden

verbonden: uitvoering van het alternatieve maatregelenpakket mag het Rijk in totaal niet meer

kosten dan het Basis-VKA en ook het alternatieve pakket dient vóór 2015 opgeleverd te

worden. Alleen variant 1 is goedkoper. In de overige vier gevallen kosten de varianten meer

geld dan de overeenkomstige maatregelen in het Basis-VKA en zou dus aanvullende

financiering door andere partijen dan het Rijk noodzakelijk zijn.

Voor drie varianten lijkt evaluatie rechttoe rechtaan mogelijk. De problematiek rond variant 1

(Veur-Lent) en variant 3 (Nederrijn-Lek) is gecompliceerder.

70

Tabel 4.11 Varianten van het Voorkeursalternatiefa

Variant / maatregel en riviertak Kosten:

geraamd

Kosten:

standaard

Kosten:

residueel

KEb MHW-winst

miljoen euro m2

Variant 1 (Waal)

Uiterwaardvergraving: stroomgeul van Ellen 81 71 11 -+ 2 345

Uiterwaardvergraving: Gendtsche Waard 69 49 20 - 601

Totaal variant 1 150 119 31 -

Basis-VKA

Dijkverlegging: Veur-Lent, plan Brokx groot 338 155 183 -- 5 666

Variant 1 -/- Basis-VKA -188 -36 − 151

Variant 2 (Nederrijn-Lek)

Uiterwaardvergraving: Huissensche Waarden 248 67 182 -- 2 295

Basis-VKA

Kribverlaging: Pannerdensch Kanaal 16 17 − 1 + 850

Variant 2 -/- Basis-VKA 232 50 183

Variant 3 (Nederrijn-Lek)

Kadeverlaging: toegangsdam stuw Amerongen 2 8 − 6 ++ 265

Uiterwaardvergraving: Domswaard en Stuweiland Maurik 1 8 − 7 ++ 313

Idem: Meandertak Gravenbol en Lunenburgerwaard 11 1 11 -- 119

Idem: Rijswijcksche Buitenpolder 106 66 40 -- 1 580

Idem: Rijswijcksche Waard 16 11 5 - 261

Idem: Bosscherwaarden 31 42 − 11 ++ 1 038

Idem: Honswijkerwaarden, stuweiland en Waalsche Waard 27 38 − 11 ++ 984

Idem: Vianen 11 45 − 34 ++ 2 992

Zomerbedverdieping: Nederrijn-Lek 145 88 58 -- 10 960

Totaal variant 3 349 306 43 -+

Basis-VKA

Obstakelverwijdering: steenfabriek Elst 20 8 12 -- 939

Dijkversterking: Nederrijn c 42 67 − 25 ++ 5 703

Dijkversterking: Lek c 42 46 − 4 + 8 311

Totaal Basis-VKA 104 120 − 16 +


Variant 4 (IJssel)

Hoogwatergeul: Zutphen 380 97 283 -- 7 203

Basis-VKA

Dijkverlegging: Voorsterklei 40 40 0 -+ 3 363

Dijkverlegging: Cortenoever 62 53 8 -+ 4 253

Totaal Basis-VKA 102 93 9 -+


71

Vervolg tabel 4.11

Variant 5 (IJssel)

Hoogwatergeul: Kampen 147 164 -18 + 9 676

Basis-VKA

Zomerbedverdieping: IJssel 125 105 21 -+ 6 165

Variant 5 -/- Basis-VKA 21 60 -39

a Gebaseerd op gegevens per 1 februari 2005. Alle kostenbedragen omvatten de kosten van beheer en onderhoud. Berekening van

standaardkosten: zie tabel 4.1. Basis-VKA staat voor Basis-Voorkeursalternatief. b KE: kosteneffectiviteit, beoordeeld volgens de criteria in tabel 4.3.

c Als MHW-winst van deze maatregelen is de resterende opgave op de desbetreffende riviertak vermeld.

Pannerdensch Kanaal (variant 2) en Zutphen (variant 4)

Van de vijf varianten zijn er twee die op basis van de beschikbare kosteninformatie nauwelijks

in aanmerking lijken te komen voor uitwisseling met het Basis-VKA. Dat zijn variant 2:

uiterwaardvergraving in de Huissensche Waarden langs het Pannerdensch Kanaal (in plaats van

de om andere redenen op den duur toch noodzakelijke kribverlaging op hetzelfde traject) en

variant 4: onmiddellijke aanleg van de bypass bij Zutphen (in plaats van twee aangrenzende

dijkverleggingen bij Voorsterklei en Cortenoever). Er moeten andere redenen zijn om deze

projecten uit te voeren, want de kosteneffectiviteit van de varianten is op grond van de

verstrekte gegevens in beide gevallen zeer laag.29

Kampen (variant 5)

De hoogwatergeul Kampen is zonder meer kansrijk. In verband met de lange termijn

doelstelling is deze maatregel toch nodig; in dit perspectief is zomerbedverdieping geen

duurzame oplossing. De hoogwatergeul kost bovendien niet veel meer, maar is wel beduidend

kosteneffectiever. Complicatie is de samenhang van deze variant in ontwerp en uitvoering met

geheel andere projecten, zoals de Hanze-spoorlijn. Kiest men voor de hoogwatergeul, dan is het

halen van de tijdslimiet van 2015 daarom mogelijkerwijs een probleem. Volgens het

veiligheidsonderzoek (deel 1 van de KBA) is de urgentie van maatregelen in de IJsseldelta

echter laag. Zo lang mogelijk uitstel van zomerbedverdieping in combinatie met druk op de

integrale planontwikkeling in het gebied dan wel het nu al verruimen van de tijdslimiet op deze

locatie lijken het overwegen waard.

29 Als bij de kostenraming van de in de PKB vermelde maatregel Huissensche Waarden geen rekening is gehouden met

mogelijke maximalisatie van de opbrengst van de zandwinning,zoals bij private exploitatie voor de hand ligt, dan geeft de

analyse op basis van deze kosten geen goed beeld van de maatschappelijke kosteneffectiviteit. Eigenlijk gaat het dan om

uitvoering van een adere maatregel. Dit kan verklaren waarom uitvoering van de uiterwaardvergraving Huissensche

Waarden voor een private partij toch een rendabel project kan zijn dat het Rijk geen geld hoeft te kosten.

Bij de afsluiting van dit rapport is overigens gebleken dat de twee maatregelen waarop variant 2 betrekking heeft, in de PKB

van plaats zijn verwisseld. Dit heeft geen invloed op de andere voor de Nerrijn-Lek vermelde conclusies.

72

Nijmegen - Lent (variant 1)

De flessenhals in de Waal tussen Nijmegen en Lent vormt een ernstig hydraulisch knelpunt. Op

basis van de huidige inzichten lijkt dijkverlegging, zoals opgenomen in het Basis-VKA, op de

(heel) lange termijn onvermijdelijk. De ruimtelijke reservering die met dijkverlegging gemoeid

is, is daarom hoe dan ook noodzakelijk. Het verleggen van de dijk is echter een zeer

kostenineffectieve maatregel, zowel relatief als absoluut in euro’s. Toch kan onmiddellijke

uitvoering aantrekkelijk zijn, namelijk om het gebied in één keer adequaat in te richten. Er

kunnen ook bestuurlijke redenen zijn om nu al voor een definitieve oplossing te kiezen.

Uiterwaardvergraving, het alternatief dat de steun heeft van de gemeente Nijmegen, is echter

veel goedkoper (minder dan de helft van de kosten van dijkverlegging) en zal lange tijd (vele

tientallen jaren?) afdoende zijn. Daar staat tegenover dat de maatregelen in de variant

gedeeltelijk overbodig worden als men later toch kiest voor dijkverlegging. Maar het is ook

weer de vraag wat over – zeg – vijftig jaar de technische mogelijkheden zijn om ter plekke iets

anders te doen dan dijkverlegging. Informatie om de rentabiliteit van beide alternatieven beter

te kunnen vergelijken is op dit moment niet beschikbaar. Belangrijk is om alle argumenten goed

op een rij te zetten en zorgvuldig af te wegen.

Nederrijn-Lek (variant 3)

De Nederrijn-Lek is een probleem apart. Dat geldt voor de gehele oplossing in het Basis-VKA

voor dit traject − zoals reeds toegelicht in paragraaf 4.8 −, maar voor variant 3 in het bijzonder.

Hieronder lopen we alle overwegingen op deze riviertak nog eens na.

Het veiligheidsonderzoek (KBA, deel 1) laat zien dat het verstandig is om in de noordelijk

van de Nederrijn gelegen dijkringen 44 Kromme Rijn (Utrecht) en 45 Gelderse Vallei

(Amersfoort) een aanzienlijk hoger veiligheidsniveau te handhaven dan in de tegenoverliggende

dijkring 43 Betuwe, Tieler- en Culemborgerwaarden. Dit is feitelijk ook al lange tijd het geval,

want in de twee dijkringen langs de noordoever is bij de dijken overhoogte aanwezig. Dit wijst

in eerste instantie in de richting van waterstandverlagende maatregelen, dan wel dijkversterking

aan de zuidzijde zonder dijkverhoging. Maar er zijn meer mogelijkheden, zoals blijkt uit het

onderstaande.

Voor het oostelijke, bovenstroomse deel van de Nederrijn voorziet het Basis-VKA voor een

belangrijk deel in waterstandverlagende maatregelen, zie de regels 9 - 16 in Tabel 4.8. Deze

maatregelen kosten echter veel geld en zijn voor het merendeel kostenineffectief. Voor een deel

is dijkversterking de gekozen oplossing. Overal dijkversterking lijkt uit kostenoogpunt een veel

beter alternatief en op dit traject kan dit volgens informatie uit het RAD gebeuren zonder de

dijken te verhogen. Dijkversterking sluit natuurlijk uitvoering van wel kosteneffectieve

waterstandverlagende maatregelen op dit traject niet zonder meer uit.

Op het middendeel van de Nederrijn-Lek, waar variant 3 op aangrijpt, voorziet het Basis-

VKA in dijkversterking. Dit kost niet veel geld (84 miljoen euro) en uit hoofde van

kosteneffectiviteit moet dijkversterking langs dit riviertraject zelfs als (zeer) goedkoop

73

aangemerkt worden, zie Tabel 4.11. Op dit traject zijn, zoals blijkt uit variant 3, ook enige

kosteneffectieve waterstandverlagende maatregelen voorhanden. De totale kosten van variant 3

(349 miljoen euro) zijn echter veel hoger dan de kosten van de overeenkomstige maatregelen in

het Basis-VKA (104 miljoen) en de kosteneffectiviteit van variant 3 is slechts gemiddeld. Dit

komt vooral door de aanwezigheid van twee grote maatregelen in de variant:

uiterwaardvergraving in de Rijswijcksche Buitenpolder (kosten: 106 miljoen euro) en

zomerbedverdieping van de Nederrijn-Lek (145 miljoen).

Niet duidelijk is waarom zomerbedverdieping van de Nederrijn-Lek in de variant niet

gedeeltelijk wordt vervangen door dijkversterking op hetzelfde traject. Dat is minder kostbaar

en veel kosteneffectiever. Bovendien is aan dijkversterking op het benedenstroomse traject toch

niet te ontkomen vanwege de relatieve zeespiegelstijging, een punt dat in de PKB meerdere

keren wordt genoemd. Alleen al door deze aanpassing komt variant 3 er aanmerkelijk beter uit

te zien en komt hij vermoedelijk in aanmerking voor de kwalificatie ‘goedkoop’. Een andere

mogelijkheid op dit traject is zomerbedverdieping alleen langs de Lek (wellicht aangevuld met

enige dijkversterking stroomopwaarts) want dat is wel een kosteneffectieve maatregel (zie regel

56 in tabel 4.6). Wat een goed alternatief zou zijn voor uiterwaardvergraving in de Rijswijksche

Buitenpolder, kunnen wij niet bepalen. Wellicht is dijkversterking plaatselijk toch de beste

oplossing. Als dat zo is, zou ook nog dijkversterking langs dijkring 44 Kromme Rijn

overwogen kunnen worden.

Een geheel andere mogelijkheid is een lichte neerwaartse aanpassing van de taakstelling op de

Nederrijn-Lek en wel zodanig dat de duurste maatregelen die nodig zijn om de laatste

centimeters te halen, niet langer noodzakelijk zijn. Dit scheelt ook aan de oostkant flink in de

kosten. Zo zou uiterwaardvergraving in de Doorwerthsche Waarden, een extreem

kostenineffectieve maatregel, kunnen vervallen, zie regel 14 van Tabel 4.8.

Een vermindering van de taakstelling voor de Nederrijn-Lek met 5 centimeter leidt tot een

vergroting van de taakstelling voor de Waal en de IJssel met niet meer dan 1,4 centimeter. Ooit

is de mogelijkheid onderzocht om door aanpassing van de afvoerverdeling de gehele opgave

voor de Nederrijn-Lek te verschuiven naar Waal en IJssel. Deze oplossing is in de loop van het

ontwerpproces echter weer uit beeld geraakt. Maar het is niet duidelijk of de bezwaren die

destijds gerezen zijn, ook van toepassing zijn op een gedeeltelijke verschuiving. Het huidige

pakket voor de IJssel lijkt namelijk ruim bemeten en dat geldt ook voor de maatregelen aan het

begin en het einde van de Waal. Onduidelijk is of de huidige maatregelenselectie op de Midden-

Waal leidt tot enige overcapaciteit, dan wel dat ook een kleine vergroting van de opgave voor

de Waal het nemen van aanvullende maatregelen op dat traject noodzakelijk maakt.

Op dit moment valt voor de riviertak Nederrijn-Lek alleen te concluderen dat noch het

maatregelenpakket in het Basis-VKA, noch variant 3 in het licht van de nu bekende informatie

optimaal van samenstelling lijken.

74

4.11 Combineren?

De slechte score van de Nederrijn-Lek in het Basis-VKA doet de vraag rijzen of er geen ander

pakket te maken is dat zowel lager is in kosten als beter scoort in kosteneffectiviteit. Ons

beperkend tot de onderzochte deelpakketten per riviertak en de in de PKB vermelde varianten

daarvan, die ieder aan de randvoorwaarde van veiligheid voldoen, komen we bijvoorbeeld tot

de combinatie in tabel 4.12.

Tabel 4.12 Kosteneffectiviteit van een combinatiepa kket


Geraamd

Kosten:

standaard

Kosten:

residueel

Kosten:

residueel

Klassering

kosteneffectiviteit

(a) (b) (c) (d)

miljoen euro %


RAD Nederrijn-Lek 190 240 – 50 − 21 Goedkoop

Basis-VKA & variant 1 Waal 837 822 15 2 Gemiddeld

Basis-VKA Maas 121 125 – 4 – 4 Goedkoop

Combinatie Totaal 1 487 1 612 – 125 – 8 Goedkoop

Verschil:

Basis-VKA Totaal 2 214 1 899 315 17 Gemiddeld

Combinatie -/- Basis-VKA – 727 – 287 – 440

In tabel 4.12 is voor de Maas niet de zomerbedverdieping van Basisalternatief 1 genomen, maar

het iets duurdere pakket in het Basis-VKA met buitendijken van de Overdiepse polder. Deze

maatregel past goed in het langetermijnperspectief, er is nu medewerking van de inwoners en er

is inmiddels een bestuursakkoord over gesloten (zogenoemd koploperproject). Verder scoort

ook dit deelpakket ‘goedkoop’. Bij de Waal is de maatregel Veur-Lent in het Basis-VKA

vervangen door variant 1 met een goedkopere en efficiëntere oplossing. Behouden is de

ontpoldering van de Noordwaard, ook een koploperproject, waarvoor in paragraaf 4.8 diverse

argumenten zijn gegeven. Bij de andere twee riviertakken is in eerste instantie gekozen voor

dijkversterking.

Opgeteld is de combinatie in tabel 4.12 maar liefst 727 miljoen euro goedkoper dan het

Basis-VKA, dat is een verschil van niet minder dan 50% ten opzichte van de kosten van de

combinatie. Het verschil in standaardkosten van 287 miljoen euro is echter veel geringer, wat

betekent dat in totaal de gewenste effecten tussen beide pakketten veel minder van elkaar

verschillen.30 Dat geldt in ieder geval voor veiligheid, want zowel het Basis-VKA als de 30 Omdat de ontpoldering van de Noordwaard deel uitmaakt van zowel het Basis-VKA als de combinatie in Tabel 4.12 heeft

het al of niet toerekenen van standaardkosten aan het moerasgebied in deze maatregel geen invloed op de verschillen

tussen beide pakketten.

75

combinatie voldoet aan de veiligheidsnormen. Zowel uit het oogpunt van kosten als vanuit het

oogpunt van kosteneffectiviteit scoort de in tabel 4.12 getoonde combinatie veel beter dan het

Basis-VKA.

Ook als we dijkversterking (RAD) langs de IJssel geheel of gedeeltelijk vervangen door

waterstandverlagende maatregelen uit het Basis-VKA, dan nog zou die combinatie beduidend

goedkoper èn kosteneffectiever zijn dan het Basis-VKA. Bij gehele overname van het

IJsselpakket uit het Basis-VKA nemen de feitelijke kosten met 321 mln euro toe ten opzichte

van de combinatie en de standaardkosten met 180 mln euro; de laatste vooral door de stijging

van de drie componenten voor ruimtelijke kwaliteit. Daardoor slaan de residuele kosten van

minus 125 mln euro om naar een klein positief bedrag en verliest de nieuwe combinatie de

score ‘goedkoop’. Zowel feitelijke kosten als standaardkosten komen dan uit op afgerond 1,8

mld euro.

Zoals uiteengezet in paragraaf 4.10, liggen vanuit het oogpunt van kosteneffectiviteit de

grootste knelpunten van het Basis-VKA op de riviertak Nederrijn-Lek en bij de oplossing van

de flessenhals Veur - Lent.

77

5 Macro- en sectoreconomische gevolgen

5.1 Effect op de welvaart in Nederland

Uitvoering van een pakket maatregelen bij Ruimte voor de Rivier betekent macro-economisch

dat productiemiddelen als arbeid, kapitaal en grond worden aangewend om veiligheid en

ruimtelijke kwaliteit, bijvoorbeeld in de vorm van natuur en recreatiemogelijkheden, voort te

brengen. De gebruikte productiemiddelen hadden ook anders kunnen worden aangewend. Er

hadden extra woningen kunnen worden gebouwd of de bestaande landbouwproductie had in

stand gehouden kunnen worden. Maar als op economisch rationele gronden tot een keuze van

één van de maatregelpakketten wordt gekomen, houdt dit per definitie in dat het effect van het

pakket op de nationale welvaart groter is dan in welke andere aanwending dan ook.

Om te beoordelen of dit laatste werkelijk het geval is, zouden eigenlijk alle doorwerkingen

van de projectmaatregelen op de maatschappij in beschouwing moeten worden genomen.

Voorzover het gaat om effecten die een marktprijs hebben, zoals de aanschafprijs van machines,

vallen de kosten van maatregelen echter samen met de welvaartseffecten. Er zijn dan geen

correcties op de projectkosten nodig, ook niet als die effecten zelf weer doorwerken op de rest

van de economie.

Als relevante markten echter niet goed werken (niet volledig competitief zijn) of zelfs niet

aanwezig zijn, kunnen er wel extra welvaartseffecten zijn. Een deel van die welvaartseffecten is

tijdelijk. Zo wordt, als grond aan de landbouw wordt onttrokken, ook de productie van de

verwerkende industrie, bijvoorbeeld de zuivel, negatief beïnvloed. Indien de arbeid en het

kapitaal die daarmee gemoeid zijn, niet snel elders (even) productief kunnen worden

tewerkgesteld, zijn de welvaartskosten van het project groter dan alleen die van een

verminderde landbouwproductie.

Gezien de omvang van het project en de aard van de effecten is niet naar de doorwerkingen op

alle (imperfecte) markten gekeken. De meeste maatregelen hebben naast negatieve effecten op

de productie ook tijdelijk positieve gevolgen voor de bouwnijverheid: arbeid wordt anders

aangewend dan in het geval er geen project zou worden uitgevoerd. We beperken de

beschouwing over de macro-economische effecten daarom tot die welke samenhangen met de

structurele effecten op de direct door het project getroffen landbouw.

5.2 Welvaartseffect op de sector landbouw en voedin gsmiddelenindustrie

De bedrijfstak die structureel misschien nog het meest wordt getroffen, is de landbouw.

Afhankelijk van het maatregelpakket worden minimaal 436 (basisalternatief 1 in het MER) en

maximaal 2537 hectares (basisalternatief 2) grond aan de landbouw onttrokken. Berekend zal

worden hoe groot de directe en indirecte effecten van deze onttrekking zullen zijn. In paragraaf

78

5.3 zal worden nagegaan hoe deze welvaartskosten zich verhouden tot de opgevoerde kosten in

het project Ruimte voor de Rivier en de KEA.

De berekening van de welvaartseffecten verbonden met het verlies aan landbouwgrond verloopt

als volgt:

1. De in de pakketten voorkomende onttrekkingen zijn de verschillen in landbouwgrond waarover

het gaat. Daarbij gaat het in overwegende mate om grasland.

2. De gemiddeld bruto toegevoegde waarde per hectare grasland bedroeg in het begin van de eeuw

iets minder dan 2000 euro per hectare. Als gevolg van de momenteel doorgevoerde hervorming

van het Europese landbouwbeleid, die onder andere tot een forse daling van de zuivelprijzen zal

leiden, mag worden verwacht dat dit bedrag de komende jaren aanzienlijk zal dalen. Ook de

verdere aanscherping van de mestwetgeving die momenteel wordt doorgevoerd (de

nitraatrichtlijn), zal een daling van de toegevoegde waarde per hectare tot gevolg hebben. Als

ruwe werkhypothese veronderstellen we dat als gevolg van deze twee ontwikkelingen de

toegevoegde waarde per hectare de komende jaren een daling van 25% zal laten zien. Dit zal

meer dan evenredig ten koste gaan van de waarde van het melkquotum. Dat komt omdat de

waarde van het melkquotum de restpost is bij de verdeling van de toegevoegde waarde.

3. De toegevoegde waarde is de beloning voor kapitaal, arbeid, grond en melkquotum. Het is

nauwelijks mogelijk om de toegevoegde waarde te verdelen over deze vier productiefactoren.

Indien van de prijzen op de markten voor kapitaal, arbeid, grond en melkquotum wordt

uitgegaan, komen we opgeteld voor de inzet van alle productiemiddelen tot een veel hoger

bedrag dan het gerealiseerde toegevoegde waarde bedrag. Enigszins arbitrair, maar wel met een

oog op de verhandelbaarheid en de toekomstige relatieve prijzen van de productiefactoren,

wordt de gerealiseerde toegevoegde waarde in de toekomst voor 10% toegerekend aan kapitaal,

voor 20% aan grond, voor 20% aan melkquotum en voor 50% aan de productiefactor arbeid.

4. Onttrekking van grond aan de landbouw heeft ook gevolgen voor de verwerkende en

toeleverende industrie. Deze kan de vermindering aan inputs niet zomaar vervangen. Op grond

van input-output relaties is de toegevoegde waarde in de andere sectoren ongeveer even groot

als die in landbouw zelf, dus eveneens zo’n 2000 euro per hectare (zie LEI, 2003).

5. Verondersteld mag worden dat het melkquotum direct elders productief wordt ingezet.

Daardoor zullen andere landbouwactiviteiten worden verdrongen die minder toegevoegde

waarde opleveren dan melkvee, bijvoorbeeld vleesvee of schapen. Het verschil in toegevoegde

waarde tussen de melkvee activiteiten en de andere activiteiten is gelijk aan de toekomstige

waarde van het melkquotum. Per saldo is het verlies van de andere activiteiten dus gelijk aan de

79

toegevoegde waarde op een ha met melkvee verminderd met de waarde van het melkquotum.

Grond is, indien het project wordt uitgevoerd, per definitie niet meer beschikbaar voor andere

doelen. Voor arbeid en kapitaal in de landbouw gaan we uit van een leegloopperiode van tien

jaar; voor arbeid en kapitaal buiten de landbouw wordt verondersteld dat na vijf jaar de

productie ervan weer gelijk is aan die in de toeleverende en verwerkende industrie.

6. Als wordt uitgegaan van een reële rente van 4% per jaar, kan nu de volgende schatting van de

welvaartseffecten van de onttrekking van 1 hectare (marginale) landbouwgrond worden

gemaakt (bedragen in euro’s):

verlies door tijdelijke leegloop (10 jaar) van arbeid en kapitaal in de landbouw:

10 * 0,838* (0,50+ 0,20) * (2000-500) = 8.800

Toelichting:

De factor 10 staat voor het aantal jaren leegloop van arbeid en kapitaal in de landbouw; de

0,838 de ‘ korting’ vanwege de discontering; de factoren 0,50 en de 0,20 voor het aandeel

arbeid resp. kapitaal in de toegevoegde waarde per hectare; en het bedrag (2000-500) voor de

toegevoegde waarde per hectare (de huidige waarde, 2000 euro, minus de effecten van

nitraatrichtlijn en hervorming landbouwbeleid).

verlies door definitieve onttrekking grond aan de landbouw:

25 * 0,20 * (2000-500) = 7.500

Toelichting:

De factor 25 rekent het jaarbedrag om naar het waardeverlies over een oneindige horizon bij

een discontovoet van 4%; de factor 0,20 geeft het aandeel van de toegevoegde waarde van

grond in de totale toegevoegde waarde per hectare weer; en het bedrag (2000-500) is de

toegevoegde waarde per hectare.

verlies door tijdelijke leegloop (5 jaar) van arbeid en kapitaal in toeleverende en verwerkende

bedrijven:

5 * 0,923 * 2000 = 9.230

Toelichting:

De factor 5 staat voor het aantal jaren leegloop van arbeid en kapitaal in de verwerkende

industrie; de 0,923 de ‘korting’ vanwege de discontering; en het bedrag 2000 voor de

toegevoegde waarde in de verwerkende industrie per hectare graslandproductie.

80

7. De totale directe en indirecte welvaartskosten van de onttrekking van landbouwgrond kan nu

berekend worden op: 8.800 + 7.500 + 9.230 ≈ 25.500 euro per hectare.

8. Voor de drie pakketten ziet een schatting van de contante waarde van de directe en indirecte

gevolgen voor de landbouw er als volgt uit:

Basisalternatief 1: 436 * 25.500 = 11,1 miljoen euro

Basisalternatief 2: 2.537 * 25.500 = 64,5 miljoen euro

Voorkeursalternatief: 1.969 * 25.500 = 50,2 miljoen euro

Vergeleken met de totale projectkosten gaat het om zeer bescheiden bedragen. Zelfs in het

ruimtelijke Basisalternatief 2 bedragen de gevolgen van de verminderde landbouwproductie

nauwelijks meer dan 2% van de projectkosten.

5.3 Conclusies voor de kosten in het project Ruimte voor de Rivier

In de kosteneffectiviteitanalyse is niet gerekend met de maatschappelijke kosten van de

landonttrekking, zoals berekend in paragraaf 5.2, maar met de geraamde marktprijs van

landbouwgrond bij gedwongen verkoop. Deze marktprijs is relevant voor degenen die het

project moeten uitvoeren, en wel voor 2015. Inclusief schadeloosstelling en overdrachtskosten

is in de kostenramingen rekening gehouden met een gemiddelde prijs voor landbouwgrond bij

gedwongen verkoop van 52,5 dzd euro, namelijk 1,5 maal de prijs van landbouwgrond van 35

dzd euro per ha. Ook als rekening wordt gehouden met de definitieverschillen is dit bedrag veel

hoger dan de in paragraaf 5.2 berekende (geschatte) werkelijke economische waarde van de

onttrekking van grond aan de landbouw van 25,5 dzd euro per ha, gedefinieerd als de som van

het verlies aan landbouwproductie plus de aanpassingskosten van arbeid en kapitaal in de

landbouw en in de toeleverende en verwerkende bedrijven.

Conclusie is dat er geen reden is om boven de geraamde projectkosten nog rekening te houden

met andere, niet in de ramingsystematiek begrepen macro-economische kosten.

81

Literatuur

Arcadis, 2003, Royal Haskoning, Fugro, Referentiealternatief dijkversterking.

CPB, 2000, Ruimte voor water. Kosten en baten van zes projecten en enige alternatieven,

Centraal Planbureau, werkdocument nr. 130.

Eijgenraam, C.J.J., 2005, Veiligheid tegen overstromen; Kosten-batenanalyse voor Ruimte voor

de Rivier, deel 1, Centraal Planbureau, CPB Document 82, april 2005.

Elsinga, J., 2003, Operationalisering ruimtelijke kwaliteit.

Griliches, Z., 1961, Hedonic Price Indices for Automobiles: An Econometric Analysis of

Quality Change, The Price Statistics of the Federal Government, General Series, nr. 73, p. 137-

196, NBER, New York.

Heij, C., P.M. de Boer, P.H. Franses, T. Kloek, H.K. van Dijk, 2004, Econometric Methods

with Applications in Business and Economics, Oxford University Press, Oxford.

Lancaster, K., 1971, Consumer Demand: A New Approach, Columbia University Press, New

York.

Koole, B. en M.G.A. van Leeuwen, 2003, Het Nederlandse agrocomplex 2003, LEI rapport

5.03.06, LEI, Den Haag.

Projectorganisatie Ruimte voor de Rivier, IJssel-maatregelenboek, 2003, Een overzicht van

mogelijke rivierverruimende maatregelen in het stroomgebied.

Stolwijk, H.J.J., 2004, Kunnen natuur- en landschapswaarden zinvol in euro’s worden

uitgedrukt?, CPB Memorandum 92, Den Haag.

TNO Inro, 2003, Ruimtelijke kwaliteit in de MKBA Ruimte voor de Rivier, rapport 2003-38,

TNO Inro.

VITO/CPB, 2004, Natte natuur in het Schelde-estuarium. Een verkenning van de kosten en

baten, Koninklijke de Swart, Den Haag, september 2004.

Waterloopkundig Laboratorium (C. Stolker, S. van Schijndel), 2003, ‘Kader hydraulische

analyse, Deelrapport A’

82

Waterloopkundig Laboratorium (J. Crebas, H. Ogink et al), 2003, Hydraulische effecten van

maatregelen BOR-gebied, Deelrapport B.

Waterloopkundig Laboratorium (P. Baan, M. Ververs, K. Stone), 2003, Methode voor de

bepaling van overige effecten, Deelrapport C.

Waterloopkundig Laboratorium (C. Stolker, J. Dijkman), 2003, Algemene toelichting

Blokkendoos PKB, Deelrapport D.

Waterloopkundig Laboratorium (auteurs onbekend), 2003, Nadere beschrijving aspecten

Blokkendoos PKB, Deelrapport E.

Werkgroep beoordelingskader, 2003, IJssel beoordelingskader ruimte voor de rivier: effecten

van rivierverruimende maatregelen, Verslag van een onderzoek uitgevoerd in het kader van de

planstudie ruimte voor de rivier.

83

Bijlagen

85

A Lijst van variabelen in Blokkendoos van 1 februari 2005

Kolom Categorie Meeteenheid Beschrijving

x1 MHW (m) MHW winst waterstand

x2 MHW (m2) MHW winst oppervlakte

x3 effectiviteit (m2/ME) Kosten effectiviteit met depots zandwinputten per miljoen euro (ME)

x4 effectiviteit (m2/ME) Kosten effectiviteit met zandwinputten

x5 effectiviteit (m2/ME) Kosten effectiviteit met regionaal omputten

x6 effectiviteit (m2/ME) Kosten effectiviteit met lokaal omputten

x7 effect rk (oordeel) Effect op ruimtelijke kwaliteit

x8 grond (1000 m3) Volume vergraving totaal

x9 grond (ha) Oppervlakte vergraving totaal

x10 grond (1000 m3) Volume vergraving klasse 3,4

x11 grond (1000 m3) Volume sanering klasse 3,4

x12 grond (aantal) Puntbronnen verontreiniging

x13 grond (?) Reductie risico blootstelling

x14 grond (1000 m3) Hergebruik grond binnen maatregel

x15 grond (1000 m3) Hergebruik grond elders

x16 grond (1000 m3) Volume verhandelbare klei

x17 grond (kiloton) Zand afkomstig uit putten

x17a grond (kiloton) Beton- en metselzand met omputten

x17b grond (kiloton) Ophoogzand met grootschalig

x17c grond (kiloton) Beton- en metselzand met omputten

x17d grond (kiloton) Ophoogzand met kleinschalig

x18 grond (1000 m3) Volume tekort aan grond

x19 grond (1000 m3) Volume overtollige grond

x19a grond (1000 m3) Volume overtollige grond schoon en verontreinigd kl. 0/1/2

x19b grond (1000 m3) Volume overtollige grond verontreinigd

x20 grond (1000 m3) Afvoer gebiedsvreemd materiaal

x21 kosten & baten (ME) Kosten totaal met depots zandwinputten exclusief B&O

x21a kosten & baten (ME) Kosten investering met depots zandwinputten

x21b kosten & baten (ME) Baten met depots

x21c kosten & baten (ME) Meerkosten beheer onderhoud met zandwinputten

x21d kosten & baten (ME) Meerkosten groot onderhoud met zandwinputten

x21e kosten & baten (ME) Meerkosten herinvestering met depots zandwinputten

x21f kosten & baten (ME) Schade gecontroleerde overstroming met zandwinputten

x22 kosten & baten (ME) Kosten B&O n=100 jaar

x22 kosten & baten (ME) Kosten totaal met zandwinputten exclusief B&O

x22a kosten & baten (ME) Kosten investering met zandwinputten

x22b kosten & baten (ME) Baten met zandwinputten

x22c kosten & baten (ME) Meerkosten beheer onderhoud met zandwinputten

x22d kosten & baten (ME) Meerkosten groot onderhoud met zandwinputten

x22e kosten & baten (ME) Meerkosten herinvestering met zandwinputten

x22f kosten & baten (ME) Schade gecontroleerde overstroming met zandwinputten

x23 kosten & baten (ME) Kosten totaal met regionaal omputten exclusief B&O

x23a kosten & baten (ME) Kosten investering met regionaal omputten

x23b kosten & baten (ME) Baten met regionaal omputten

x23c kosten & baten (ME) Meerkosten beheer onderhoud met regionaal omputten

x23d kosten & baten (ME) Meerkosten groot onderhoud met regionaal omputten

x23e kosten & baten (ME) Meerkosten herinvestering met regionaal omputten

86

x23f kosten & baten (ME) Schade gecontroleerde overstroming met regionaal omputten

x24 kosten & baten (ME) Kosten totaal met lokaal omputten exclusief B&O

x24a kosten & baten (ME) Kosten investering met lokaal omputten

x24b kosten & baten (ME) Baten met lokaal omputten

x24c kosten & baten (ME) Meerkosten beheer onderhoud met lokaal omputten

x24d kosten & baten (ME) Meerkosten groot onderhoud met lokaal omputten

x24e kosten & baten (ME) Meerkosten herinvestering met lokaal omputten

x24f kosten & baten (ME) Schade gecontroleerde overstroming met lokaal omputten

x25 financiering (fractie) Financiering PKB

x26 financiering (fractie) Financiering derden

x27 landbouw (ha) Netto verandering areaal landbouwgrond

x27a landbouw (ha) Verlies areaal akkerbouw aan grasland

x28 landbouw (aantal) Verlies aantal landbouw bedrijven

x29 landbouw (aantal) Netto verandering aantal NGE's

x30 landbouw (ha) Afgraven areaal met behoud van functie landbouw

x31 natuur (ha) Netto verandering areaal met natuurwaarde

x31a natuur (ha) Netto verandering ecotoop ondiep water

x31b natuur (ha) Netto verandering ecotoop diep water

x31c natuur (ha) Netto verandering ecotoop hardhout ooibos

x31d natuur (ha) Netto verandering ecotoop zachthout ooibos

x31e natuur (ha) Netto verandering ecotoop stroomdal grasland

x31f natuur (ha) Netto verandering ecotoop rivierduin

x31g natuur (ha) Netto verandering ecotoop dynamische ruigte

x31h natuur (ha) Netto verandering ecotoop natuurlijk grasland

x31i natuur (ha) Netto verandering ecotoop moeras

x31j natuur (ha) Netto verandering ecotoop oever

x31k natuur (ha) Netto verandering ecotoop zout water

x31l natuur (ha) Netto verandering ecotoop zoet water

x31m natuur (ha) Netto verandering ecotoop heide

x31n natuur (ha) Netto verandering ecotoop hoogveen

x31o natuur (ha) Netto verandering ecotoop overig

x32 natuur (oordeel) Oordeel over verandering natuurwaarde

x33 natuur (ha) Areaal in NB-wet inclusief VHR-gebied

x33a natuur (ha) Verandering areaal vogelrichtlijn

x33b natuur (ha) Verandering areaal habitatrichtlijn

x33c natuur (ha) Verandering areaal EHS

x33d natuur (ha) Verandering areaal NB-wet

x34 natuur (oordeel) Oordeel over verandering areaal dat voldoet aan natuurrichtlijn

x35 natuur (ha) Areaal verandering functie natuur

x36 historie (aantal) Verlies archeologische monumenten

x37 historie (ha) Verlies areaal met hoge archeologische verwachtingswaarde

x37a historie (ha) Verlies areaal met middelmatige archeologische verwachtingswaarde

x37b historie (ha) Verlies areaal met lage archeologische verwachtingswaarde

x38 historie (getal) Waardering verandering cultuurhistorische waarde

x39 historie (aantal) Verlies rijksmonumenten

x39a historie (aantal) Verlies agrarische gebouwen

x39b historie (aantal) Verlies kerkelijke gebouwen

x39c historie (aantal) Verlies woonhuizen

x39d historie (aantal) Verlies molens

x39e historie (aantal) Verlies overig

x40 recreatie (oordeel) Effect op recreatie

87

B Regressieanalyse van maatregelen in de Blokkendoos

B.1 Selectie van bruikbare maatregelen in Blokkendoos

Alle analyses in deze bijlage zijn gebaseerd op de Blokkendoosgegevens van 1 februari 2005.

Een gedetailleerde beschrijving van deze gegevens is te vinden in hoofdstuk 3 van de

hoofdtekst en in bijlage A.

Niet alle maatregelen die voorkomen in de Blokkendoosgegevens, zijn volledig

gedocumenteerd. Daarom berust de analyse op een selectie van maatregelen, die als volgt tot

stand komt:

• Het uitgangspunt is een gegevensverzameling met al dan niet volledige specificaties van 715

maatregelen. Van 709 van deze maatregelen zijn actuele kostenramingen of -schattingen

beschikbaar (zie paragraaf 3.2).

• In 622 gevallen zijn de maatregelkosten positief en zijn alle relevant geachte effecten van

maatregelen gekwantificeerd. In de overige gevallen ontbreken met name gegevens over

veranderingen in het oppervlak van uiteenlopende typen natuurgebied in hectares (velden x31a

tot en met x31o in de Blokkendoosgegevens), want de overige specificaties, waaronder de

MHW-winst in vierkante meters, zijn in alle gevallen aanwezig. Van deze 622 ‘bruikbare’

maatregelen kunnen de standaardkosten worden berekend.

• Voor de statistische analyse zijn alleen maatregelen met baten en dus met positieve MHW-

winst relevant (veld x2 in de Blokkendoosgegevens). Onder de hierboven genoemde 622

maatregelen blijken er 29 te zijn die niet aan dit criterium voldoen.

• Het resultaat is een verzameling van 593 maatregelen die aan alle vereisten voldoen. De

schattingsuitkomsten blijken aanleiding te geven om een bovengrens op de maatregelkosten aan

te brengen. Deze grens wordt vastgesteld op 450 miljoen euro. Dan resteert een verzameling

van 548 maatregelen.

Samenvattend: De statistische analyse zal in eerste instantie worden toegepast op een

verzameling van 593 maatregelen en in tweede instantie op een deelverzameling van 548

maatregelen waarvan de kosten minder dan 450 miljoen euro bedragen; de resultaten van de

analyse zijn toepasbaar op 622 maatregelen.

B.2 Schattingsmethode

B.2.1 Uitgangspunt

De kengetallen van de kosten per eenheid effect worden bepaald door middel van

regressieanalyse. Met dit doel worden de coëfficiënten van de volgende vergelijking geschat:

88

yi = Σj (βj * x ji) + εi (B.1)

i = 1 ,…, n j = 1 ,…, k

yi kosten van maatregel i

xji gekwantificeerd effect j van maatregel i

βj kengetal kosten per eenheid effect j

εi onverklaarde kosten van maatregel i

n aantal onderzochte maatregelen

k aantal gespecificeerde effecten

Als we rekening willen houden met vaste kosten (kosten die geen verband houden met de in de

vergelijking opgenomen effecten van maatregelen), geldt x1i = 1. In dat geval is β1 het bedrag

van de vaste kosten en geven de overige coëfficiënten schattingen van de kosten van een extra

eenheid effect (marginale kosten). Regressieanalyse levert schattingen bj op van de parameters

βj. Coëfficiënt bj is een schatting van de gemiddelde kosten per eenheid voor effect j. De

kosteneffectiviteit van een maatregel wordt nu beoordeeld aan de hand van het teken en de

grootte van het residu ei:

ei = yi − Σj (bj * x ji) (B.2)

De term Σj (bj * xji) in bovenstaande vergelijking zullen we ‘standaardkosten’ noemen. De

residuele kosten zijn dus gelijk aan het verschil van feitelijke kosten en standaardkosten. Heeft

een maatregel een positief residu, dan is de maatregel duurder dan gemiddeld in de

Blokkendoos en kostenineffectief. Is het residu negatief, dan is de maatregel goedkoper dan

gemiddeld in de Blokkendoos en kosteneffectief. Ook van maatregelpakketten kunnen de

residuele kosten berekend worden door optelling van de residuen per maatregel, om zo de

kosteneffectiviteit van het pakket vast te stellen.

B.2.2 Correlatie tussen omvang residu en omvang maatregelkosten

Ongeacht de keuze van verklarende variabelen blijkt keer op keer dat de residuen van de

regressievergelijking sterk gecorreleerd zijn met maatregelkosten. De standaardafwijking van

de residuen is dus niet voor alle maatregelen dezelfde, zoals de regressietechniek veronderstelt.

Om dit probleem het hoofd te bieden wordt daarvoor in alle schattingen gecorrigeerd. Een korte

uiteenzetting van de correctiemethode, een vorm van gewogen schatting, staat in bijlage C. De

methode bestaat uit drie stappen. In de presentatie van de schattingsuitkomsten (paragraaf B.4)

worden steeds eerst de resultaten van de ongewogen regressie (stap 1) getoond en daarna

resultaten van de gewogen regressie (stap 3). De tweede stap van de schattingsprocedure is

alleen van technisch belang en biedt geen extra inzicht. De procedure van gewogen schatting

heeft tot gevolg dat kostbare maatregelen een relatief laag gewicht krijgen in het uiteindelijke

89

schattingresultaat (stap 3) en andersom. Beperking van de analyse tot de verzameling van 548

maatregelen met kosten van minder dan 450 miljoen euro maakt dit probleem overigens minder

ernstig dan in de volledige verzameling van 593 maatregelen.

Resultaat van beide aanpassingen (gewogen schatting en beperking kosten) is dat de

resulterende kostenkengetallen kleiner zijn dan de echte gemiddelde kosten. Dit is ook gewenst,

omdat de Blokkendoos de verzameling is van alle ooit bedachte maatregelen, zonder dat daarbij

een selectie is gemaakt. Deze willekeur in de maatregelen leidt tot asymmetrie in de kosten:

Ook de meest efficiënte maatregelen kosten geld. Er is dus een ondergrens voor de kosten van

een effect. Maar een bovengrens is er niet. Voor de kosten van ‘wilde plannen’ geldt: the sky is

the limit.31 Dit is dus een verklaring voor de bovengenoemde, bij de schatting gevonden

correlatie tussen de omvang van het residu, het niet-verklaarde deel van de kosten, en de

omvang van de kosten.

De selectie van maatregelen vindt terecht pas plaats bij het samenstellen van het

voorkeursalternatief en de varianten daarvoor in de PKB. Een belangrijk selectiecriterium

zullen de kosten zijn. Vele maatregelen vallen dan al onmiddellijk af omdat zij (veel) te duur

zijn. Vandaar de beperking van de analyse tot maatregelen die minder kosten dan 450 mln euro.

De kosten van de wel serieus in overweging genomen maatregelen zijn dus gemiddeld geringer

dan de gemiddelde kosten van alle maatregelen in de Blokkendoos.

Het streven is daarom geweest om de kengetallen van de standaardkosten tamelijk ‘scherp’

te schatten: ze zijn lager dan de gemiddelde eenheidskosten van alle maatregelen in de

Blokkendoos.32 Als we de resulterende kengetallen toepassen op alle mogelijke maatregelen,

zullen deze dus met recht in meerderheid als kostenineffectief worden aangemerkt. In bijlage

C.2.2 wordt verder ingegaan op schattingstechnische aspecten van deze asymmetrie.

B.2.3 Panelkarakter gegevens

De gegevens hebben betrekking op in de Blokkendoos onderscheiden maatregelen. Soms zijn

deze duidelijk van elkaar verschillend. Zo hebben ze betrekking op verschillende locaties of zijn

zij van een verschillend type. Maar soms zijn onderscheiden maatregelen varianten van elkaar,

die elkaar uitsluiten. De gegevens zijn daarom niet alleen een dwarsdoorsnede, maar hebben

gedeeltelijk ook een panelkarakter. Dit geldt echter maar voor een deel van alle onderscheiden

maatregelen. Bij sommige typen ontbreken varianten geheel. Daarom is ervan afgezien om bij

de schatting gebruik te maken van het panelkarakter. Wel helpt de aanwezigheid van varianten

om de kostenkengetallen goed te bepalen.

31 Dit is een belangrijk verschil met het concept van hedonische prijzen, dat in paragraaf 2.4 besproken is. De producten die

een consument heeft gekocht, zijn wel door de consument geselecteerd en dus ook op hun kosten beoordeeld. 32 Wel is er op gelet dat de kengetallen behorende bij veiligheidswinst in de buurt liggen van de eenheidskosten van

technische maatregelen, zie Tabel B.2, omdat de kosten van deze maatregelen vermoedelijk in de buurt liggen van de

ondergrens van de kosten.

90

B.3 Commentaar bij de uitkomsten

In deze paragraaf volgt commentaar bij de opeenvolgende stappen in het schattingsproces. De

schattingsresultaten staan in paragraaf B.4. De eerste regressies hebben een verkennend

karakter (paragrafen B.4.1 - B.4.3). In de regressies die daarop volgen, onderzoeken we in

hoeverre het mogelijk is afzonderlijke kengetallen te schatten voor verschillende typen

natuurgebied en onderzoeken we de rol van de subjectieve oordelen over de gevolgen van

maatregelen (paragrafen B.4.4 - B.4.7). Een korte beschrijving van deze subjectieve gegevens is

te vinden in paragraaf 3.4 van de hoofdtekst. Tabel B.1 hieronder geeft een overzicht van de

symbolen waarmee verklarende variabelen worden aangeduid in de regressie-uitkomsten in

paragraaf B.4. Een volledige lijst van variabelen die voorkomen in de Blokkendoosgegevens, is

opgenomen als bijlage A.

Tabel B.1 Verklarende variabelen in regressieanalyse

Symbool Meeteenheid Betekenis

x2 M2 MHW-winst

x2_r11 M2 MHW-winst IJsseldelta

x2_r12 M2 MHW-winst IJssel tot Hattem

x2_r21 M2 MHW-winst Nederrijn - Lek - Nieuwe Maas - Nieuwe Waterweg

x2_r22 M2 MHW-winst Pannerdensch Kanaal

x2_r31 M2 MHW-winst Bovenrijn

x2_r32 M2 MHW-winst Waal tot Vuren

x2_r33 M2 MHW-winst Waal na Vuren a

x2_r4 M2 MHW-winst Maas

x31_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - totaal ecotoop a tot en met j b

x31a_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop ondiep water

x31b_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop diep water

x31c_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop hardhout ooibos

x31d_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop zachthout ooibos

x31e_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop stroomdal grasland

x31f_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop rivierduin

x31g_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop dynamische ruigte

x31h_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop natuurlijk grasland

x31i_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop moeras

x31j_ok ha Positief beoordeelde uitbreiding oppervlak natuurgebied - ecotoop oever

x7_ok _ Positief oordeel over effect op ruimtelijke kwaliteit: waarde 1 (anders 0)

x32_ok _ Positief oordeel over uitbreiding oppervlak natuurgebied: waarde 1 (anders 0)

x40_ok _ Positief oordeel over effect op recreatieve kwaliteit: waarde 1 (anders 0)

xlengte km Afstand langs de rivier die maatregelgebied bestrijkt

a

De Waal na Vuren omvat het traject Beneden-Merwede - Oude Maas en het traject Nieuwe Merwede - Hollands Diep - Haringvliet. b

Voor deze variabele en de variabelen x31a_ok tot en met x31j_ok geldt het volgende: Alleen toenames van het oppervlak worden

meegerekend; is sprake van een afname, dan heeft de desbetreffende variabele waarde 0. De beoordeling is ontleend aan variabele

x32_ok. Alleen als deze waarde 1 heeft, kunnen de variabelen x31_ok en x31a_ok tot en met x31j_ok een positieve waarde hebben.

91

Commentaar bij paragraaf B.4.1

De schattingen in Tabel B.3 en Tabel B.4 zijn gebaseerd op alle 593 bruikbare maatregelen in

de Blokkendoos (zie paragraaf B.1) en hebben het karakter van een eerste verkenning. De

regressievergelijking bevat een constante term en twee effecten als verklarende variabelen:

MHW-winst in vierkante meters en positief beoordeelde natuurontwikkeling in hectares. De

specificatie van deze vergelijking lijkt dus op die van het voorbeeld in paragraaf 2.5.

De ongewogen regressie levert zeer significante coëfficiëntschattingen met het goede teken

op en heeft een hoge verklaringswaarde. Volgens deze regressie bedragen de kosten van één

additionele vierkante meter MHW-winst 13 duizend euro en zijn de kosten van één additionele

hectare natuurgebied 870 duizend euro. In de gewogen regressie zijn beide coëfficiënten

aanzienlijk lager, respectievelijk 33% en 59%. Omdat in de gewogen schatting maatregelen met

relatief lage kosten zwaarder tellen dan maatregelen met relatief hoge kosten, terwijl in de

ongewogen schatting alle maatregelen hetzelfde gewicht hebben, is het dus kennelijk zo dat

maatregelen met lage kosten kostenefficiënter zijn dan maatregelen met hoge kosten. Dit geldt

voor zowel veiligheidswinst als natuurontwikkeling. De constante term van de gewogen

regressie bedraagt 80% van de mediaan van de maatregelkosten in de selectie van alle 593

maatregelen (mediaan: 45 miljoen euro; zie figuur 3.1 in hoofdstuk 3).

In paragraaf 3.2 is betoogd dat maatregelen die meer dan 400 à 500 miljoen euro kosten, in

het kader van het project Ruimte voor de Rivier feitelijk niet relevant zijn. Nu blijkt bovendien

dat de overgang van ongewogen op gewogen schatting een aanzienlijke daling van beide

coëfficiënten met zich meebrengt, vooral die van natuurontwikkeling. Kostbare maatregelen

verhogen de schatting van de kosten van natuurontwikkeling zeer aanzienlijk. Dat geldt, zij het

in mindere mate, ook voor de kosten van MHW-winst.


We onderzoeken nu of het uitsluiten van kostbare maatregelen het verschil tussen gewogen en

ongewogen schatting verkleint. Met dat doel schatten we dezelfde regressievergelijking als in

de voorgaande paragraaf, maar nu op basis van alleen de maatregelen die minder dan 450

miljoen euro kosten. Gewogen en ongewogen schatting leveren nu bijna gelijke schattingen op

van de kosten van additionele MHW-winst (afgerond 7 duizend euro per m2 in beide gevallen).

Weging leidt wel nog steeds tot een daling van de geschatte kosten van additionele

natuuraanleg. De daling bedraagt nu echter 33%, tot een bedrag van 177 duizend euro per

hectare (Tabel B.6), aanzienlijk lager dan de voorgaande schatting (357 duizend euro per

hectare; Tabel B.4). De praktische irrelevantie van de duurste maatregelen en de verkleining

van het verschil in uitkomsten tussen gewogen en ongewogen schatting zijn voldoende reden

om de kostengrens van 450 miljoen euro in de regressieanalyse te handhaven. De uitkomsten

blijven overigens toepasbaar op alle 622 volledig gedocumenteerde maatregelen.33

33 Dit geldt dus ook voor de maatregelen met negatieve MHW-winst. Vandaar dat er ook maatregelen zijn met

standaardkosten nul of negatief, zie tabel 4.3.

92

De constante term van de gewogen regressie ad 25 miljoen euro bedraagt nu 61% van de

mediaan van de maatregelkosten in de selectie van 548 maatregelen (41 miljoen euro; zie figuur

3.2). In deze selectie heeft 37% van de maatregelen feitelijke kosten die lager zijn dan de

constante kosten van de regressievergelijking. De aanwezigheid van substantiële constante

kosten veroorzaakt daarom een hinderlijke beperking in de toepassing van de analyse-

uitkomsten. Nader onderzoek van de bijdragen van de verklarende variabelen is daarom

geboden.


Bij de resultaten van de regressies in Tabel B.3 tot en met Tabel B.6 zijn diagrammen

opgenomen van residuen en kosten van maatregelen. Deze diagrammen geven alle een

opvallend patroon te zien: voor veruit de meeste maatregelen geldt dat additionele kosten maar

zeer ten dele additionele effecten (MHW-winst en natuurgebied) opleveren. In Figuur B.1 en

Figuur B.6 is dit verschijnsel geïllustreerd door achtereenvolgens MHW-winst en de

ontwikkeling van natuurgebied af te zetten tegen de kosten van maatregelen.

In overeenstemming met de regressie-uitkomsten geven beide figuren een positief verband

te zien tussen kosten en effect. Duidelijk echter is dat kostenstijging in zeer veel gevallen

slechts een gering effect sorteert. Het duidelijkst is dit te zien in de linker onderhoek van Figuur

B.5. Figuur B.6 maakt zichtbaar dat veel maatregelen geen of zeer geringe (gewenste)

natuurontwikkeling opleveren (waarnemingen die op of vlak boven de horizontale as liggen).

Overigens verschillen de coëfficiënten van de enkelvoudige regressies niet veel van de

schattingen uit de tweevoudige regressie: in de gewogen enkelvoudige regressies bedragen de

kosten van MHW-winst 8 duizend euro per vierkante meter (Tabel B.8) en de kosten van

natuurontwikkeling 217 duizend hectare (Tabel B.10). Dit betekent dat de correlatie tussen

veiligheidswinst en positief beoordeelde uitbreiding van natuurgebied bij de maatregelen niet

groot is.

Het gebrek aan samenhang tussen MHW-winst en kosten doet vermoeden dat de tot nu toe

gevolgde procedure leidt tot onderschatting van de eenheidskosten van MHW-winst. Een

alternatieve berekening van deze kosten geeft daarover informatie. De gemiddelde

eenheidskosten van MHW-winst per riviertak vallen namelijk ook rechtstreeks te berekenen uit

de gegevens over alle maatregelen die geen oppervlaktevergroting van natuurgebied met zich

meebrengen. In de Blokkendoosgegevens blijken 120 van zulke maatregelen aanwezig te zijn.

De gemiddelde eenheidskosten van MHW-winst zijn berekend als het quotiënt van de som van

de kosten van deze maatregelen en de som van de MHW-winst in vierkante meter. De resultaten

van deze berekening staan in Tabel B.2. Als we een bovengrens op de maatregelkosten

aanbrengen, dalen de gemiddelde kosten weliswaar enigszins (net als in de regressieanalyse),

maar niet veel. Ook voor veiligheidswinst geldt dus enigszins dat maatregelen die veel geld

kosten, minder kosteneffectief zijn dan kleinere maatregelen, maar sterk is dit effect niet.

93

Tabel B.2 Gemiddelde kosten van MHW-winst a

Maatregelen zonder

natuurontwikkeling

Riviertak Aantal maatregelen Gemiddelde kosten per

m2 MHW-winst

miljoen euro per m2

Zonder kostengrens 1 IJssel 46 0,018

2 Nederrijn-Lek 30 0,006

3 Waal 33 0,026

4 Maas 11 0,028

Totaal 120 0,016

Kosten < 400 miljoen euro 1 IJssel 44 0,017


3 Waal 27 0,016

4 Maas 10 0,025

Totaal 109 0,014

Kosten < 200 miljoen euro 1 IJssel 42 0,017


3 Waal 20 0,020

4 Maas 6 0,012

Totaal 94 0,013

a

Alle berekeningen zijn gebaseerd op maatregelen die geen natuurontwikkeling met zich meebrengen. De kolom ‘gemiddelde kosten’

bevat het quotiënt van maatregelkosten in miljoen euro’s en MHW-winst in m2. Kosten inclusief beheer en onderhoud. Bron:

Blokkendoosgegevens per 1 februari 2005.

Conclusie uit het verloop van de gemiddelde kosten in Tabel B.2 is, dat de gemiddelde kosten

niet afhangen van de omvang van de maatregelen. Deze conclusie komt niet overeen met het

resultaat van de regressie, want de schatting van de marginale kosten is duidelijk geringer dan

de gemiddelde kosten vermeld in Tabel B.2. Als we de constante weglaten, verandert de

schatting van marginale kosten in een schatting van gemiddelde kosten. Dit is in

overeenstemming met de constantheid van de gemiddelde kosten in Tabel B.2. In het vervolg

zal blijken dat de met behulp van regressieanalyse zonder constante geschatte eenheidskosten

van MHW-winst de gemiddelden in Tabel B.2 tamelijk goed benaderen. Met de weglating van

de constante lossen we ook het aan het einde van de vorige paragraaf gesignaleerde probleem

op, wat de differentiatie in kosteneffectiviteit tussen de maatregelen bevordert.


Na deze verkennende stappen is de volgende echte stap de desaggregatie van de MHW-winst

(x2) naar riviertraject en van de oppervlaktevergroting van natuur naar natuurtype (x31_ok).

Een overzicht van de riviertrajecten en de natuurtypen (‘ecotopen’) staat in Tabel B.1 aan het

begin van deze bijlage. Een korte bespreking van de oppervlaktegegevens is te vinden in

paragraaf 3.3.

94

De coëfficiënten van de MHW-winst per riviertraject blijken stabiel te zijn in de diverse

specificaties van de vergelijkingen en sluiten goed aan bij de gemiddelde eenheidskosten van

MHW-winst in Tabel B.2. De coëfficiënten zijn alle positief en zeer significant. Zij geven

aanzienlijke spreiding te zien: in de gewogen schatting (Tabel B.13) lopen de kosten uiteen van

8 duizend euro per vierkante meter langs de Nederrijn - Lek (x2_r21) tot 26 duizend langs de

Waal tot Vuren (x2_r33). De indeling in acht riviertrajecten die in paragraaf B.4.4 is toegepast,

blijft daarom in alle volgende regressies gehandhaafd.

De werkwijze ten aanzien van de natuurtypen is als volgt. De som van alle uitbreidingen van

natuurgebied van uiteenlopend type is opgenomen als verklarende variabele x31_ok; daarnaast

wordt oppervlaktevergroting van de natuurtypen A tot en met J, met uitzondering van het meest

voorkomende type H, als afzonderlijke verklarende variabele in de regressievergelijking

opgenomen (x31a_ok tot en met x31j_ok). Alle gebruikte oppervlaktetoenames zijn in

overeenstemming met de waarde in veld x32 positief beoordeeld, zodat al deze veranderingen

als baten beschouwd kunnen worden. Ecotoop H ‘natuurlijk grasland’ wordt niet als

afzonderlijke variabele opgevoerd, omdat dit natuurtype veruit het grootste deel van de totale

toename van het oppervlak natuurgebied uitmaakt (zie paragraaf 3.3). Opname van alle andere

ecotopen als aparte verklarende variabelen maakt dat de coëfficiënt van de totale toename

(x31_ok) feitelijk de coëfficiënt van de oppervlaktetoename van ecotoop H is, terwijl de

coëfficiënten van de overige ecotopen worden geschat in afwijking van de coëfficiënt van

ecotoop H. Overigens worden de ecotopen D, G en J bij elkaar opgeteld omdat deze variabelen

een zeer hoge onderlinge correlatie vertonen (zie Tabel B.11). Ze komen in de maatregelen dus

steeds in een vaste verhouding voor. Daardoor is het statistisch onmogelijk om voor deze drie

ecotopen afzonderlijk de kosten te bepalen.

Nu gaat het er allereerst om eventuele niet-significante en negatieve bijdragen aan de

maatregelkosten te identificeren. De kostenbijdrage van een ecotoop (A tot en met J met

uitzondering van H) is negatief als de coëfficiënt van de desbetreffende ecotoop in de regressie-

uitkomsten negatief is en in absolute grootte de coëfficiënt van de totale toename (x31_ok)

overtreft. In zowel de ongewogen als de gewogen schattingen zijn de coëfficiënten van de

meeste natuurtypen niet significant (t-statistic kleiner dan 2). Dit betekent dat de eenheidskosten

van deze ecotopen niet significant afwijken van de eenheidskosten van ecotoop H ‘natuurlijk

grasland’. In de gewogen schatting wijken de kosten van slechts één ecotoop af van die van

ecotoop H: ecotoop I ‘moeras’. Bovendien blijkt de ontwikkeling van dit natuurtype per saldo

negatief bij te dragen aan de maatregelkosten.

Tenslotte zijn ook de subjectieve oordelen over de verandering van ruimtelijke en recreatieve

kwaliteit in de regressievergelijking opgenomen. De variabelen x7_ok en x40_ok hebben

waarde 1 als het oordeel (over respectievelijk ruimtelijke en recreatieve kwaliteit) positief is, en

anders waarde 0. De oordelen worden vermenigvuldigd met de afstand die de maatregel

bestrijkt (gemeten langs de rivier). De afstand langs de rivier is een benadering voor de omvang

95

van het maatregelgebied. De zo gedefinieerde variabelen blijken beide een systematisch,

positief effect op de maatregelkosten te hebben.


We verwijderen alle ecotopen die in de laatste regressie (Tabel B.13) geen significant effect

hebben. Bovendien verwijderen we ecotoop I, moeras, uit de totale vergroting van het areaal

natuurgebied (x31_ok), omdat het effect van de ontwikkeling van deze ecotoop op de kosten

negatief is. Bovendien wordt het oordeel over het effect op ruimtelijke kwaliteit nu in twee

variabelen gesplitst: de één heeft waarde 1 ingeval het ruimtelijke effect positief beoordeeld

wordt èn de maatregel geen natuurontwikkeling oplevert (en anders waarde 0; variabele x7A);

de ander heeft waarde 1 ingeval het ruimtelijk effect positief beoordeeld wordt èn de maatregel

wél natuurontwikkeling oplevert (en anders waarde 0; variabele x7B). Beide variabelen

vermenigvuldigen we weer met de lengte langs de rivier. De reden voor deze splitsing is dat

resultaten van tabel B.11 en soortgelijke correlatiematrices een duidelijke samenhang laten zien

tussen gewenste natuurontwikkeling en een positief oordeel over ruimtelijke kwaliteit. Het lijkt

erop dat het oordeel over de gewenstheid van natuur en het oordeel over ruimtelijke kwaliteit

voor een belangrijk deel hetzelfde oordeel betreft. De schattingsresultaten bevestigen dit

vermoeden.

De resultaten staan in Tabel B.14 en Tabel B.15. We vinden nu bijna uitsluitend positieve en

significante coëfficiënten. De enige uitzondering is de coëfficiënt van variabele x7B. Alleen

variabele x7A (positief effect op ruimtelijke kwaliteit; zonder natuurontwikkeling) blijkt een

significant positief effect op de maatregelkosten te hebben. De negatieve coëfficiënt voor

variabele x7B wordt veroorzaakt door de systematische samenhang met variabele x31_ok-

x31i_ok en mag niet worden geïnterpreteerd als een kostenvoordeel.


Weglating van variabele x7B levert in tabel B.17 het regressieresultaat dat ten grondslag ligt aan

de KEA in hoofdstuk 4. Alle variabelen zijn positief, onder andere omdat zij een positief

oordeel bevatten, en kunnen dus worden beschouwd als een bate. Verder zijn alle coëfficiënten

positief, zodat de realisatie van elke bate kosten met zich mee brengt. Tenslotte zijn de

schattingen significant en zijn de kostenkengetallen voor de MHW-winst goed in

overeenstemming met de gemiddelde kosten van maatregelen die alleen maar veiligheidswinst

opleveren in Tabel B.2.


Tenslotte testen we of vermenigvuldiging van de twee oordelen met het aantal kilometers als

benadering van de omvang van het effect, een goede gedachte was. Daartoe voegen we

hetzelfde oordeel aan de vergelijking toe, maar nu zonder vermenigvuldiging met het aantal

kilometers. Om te voorkomen dat deze nieuwe variabelen puur werken als een constante in de

vergelijking, is in deze test geschat met een constante. Het blijkt dat de nieuwe coëfficiënten

96

van de oordelen beide het verkeerde teken krijgen. Toevoeging van deze variabelen was dus

geen goed idee en het in de vorige paragraaf bereikte resultaat blijft daarom het eindresultaat.

B.4 Schattingsuitkomsten

B.4.1 Verkennende schatting op basis van alle 593 maatregelen

Tabel B.3 Ongewogen schatting met twee verklarende variabelen

Dependent Variable: KOSTEN

Included observations: 593

Variable Coefficient Std. Error t-Statistic Prob.

C 39.41001 11.73295 3.358918 0.0008

X2 0.012954 0.001025 12.63271 0.0000

X31_OK 0.869844 0.026129 33.29062 0.0000

R-squared 0.762482 Mean dependent var 185.9604

Tabel B.4 Gewogen schatting met twee verklarende variabelen



Weighting series: 1/STDEV01


C 36.03818 3.301448 10.91587 0.0000

X2 0.007769 0.000502 15.47701 0.0000

X31_OK 0.356928 0.029506 12.09666 0.0000

Weighted Statistics


Unweighted Statistics


97

Figuur B.1 Scatterdiagram van kosten en residuen; regressie tabel b.3 a

-800

-600

-400

-200

0

200

400

0 100 200 300 400 500

KOSTEN

RE

SID

01_1

a Kosten en residuen in miljoen euro. Schatting op basis van alle 593 maatregelen; diagram beperkt tot maatregelen met

kosten van ten hoogste 450 miljoen euro om vergelijking met Figuur B.3 te vergemakkelijken.


-300

-200

-100

0

100

200

300

400

0 100 200 300 400 500

KOSTEN

RE

SID

01_3

a Kosten en residuen in miljoen euro. Schatting op basis van alle 593 maatregelen; diagram beperkt tot maatregelen met

kosten van ten hoogste 450 miljoen euro om vergelijking met Figuur B.4 te vergemakkelijken.

98

B.4.2 Basisschatting (met constante) op basis van 548 maatregelen die minder dan 450 miljoen

euro kosten

Tabel B.5 Ongewogen schatting met twee variabelen


Sample: 1 593 IF KOSTEN < 450



C 45.33781 3.142742 14.42620 0.0000

X2 0.006927 0.000513 13.49435 0.0000

X31_OK 0.264813 0.026611 9.951236 0.0000


Tabel B.6 Gewogen schatting met twee verklarende variabelen






C 24.78048 1.627418 15.22686 0.0000

X2 0.007493 0.000572 13.10604 0.0000

X31_OK 0.177198 0.023963 7.394507 0.0000

Weighted Statistics

R-squared − 0.308169 Mean dependent var 47.92574



99


-300

-200

-100

0

100

200

300

400

0 100 200 300 400 500

KOSTEN

RE

SID

02_1

a Kosten en residuen in miljoen euro.


-300

-200

-100

0

100

200

300

400

0 100 200 300 400 500

KOSTEN

RE

SID

02_3

a Kosten en residuen in miljoen euro.

100

B.4.3 Enkelvoudige regressies

Tabel B.7 Ongewogen schatting alleen MHW-winst





C 54.30894 3.269778 16.60936 0.0000

X2 0.007227 0.000557 12.98512 0.0000


Tabel B.8 Gewogen schatting alleen MHW-winst






C 27.72825 1.619513 17.12135 0.0000

X2 0.007848 0.000599 13.09147 0.0000

Weighted Statistics




Figuur B.5 Scatterdiagram van kosten en MHW-winst a

0

10000

20000

30000

40000

50000

60000

70000

0 100 200 300 400 500

KOSTEN

X2

a Kosten in miljoen euro; MHW-winst in m2.

101

Tabel B.9 Ongewogen schatting alleen natuur





C 59.94934 3.404625 17.60820 0.0000

X31_OK 0.285889 0.030656 9.325741 0.0000


Tabel B.10 Gewogen schatting alleen natuur






C 35.02675 1.877954 18.65155 0.0000

X31_OK 0.216792 0.028069 7.723456 0.0000

Weighted Statistics




Figuur B.6 Scatterdiagram van kosten en uitbreiding natuurgebied a

0

200

400

600

800

1000

1200

0 100 200 300 400 500

KOSTEN

X31

_OK

a Kosten in miljoen euro; natuurontwikkeling in hectare.

102

B.4.4 Regressie met desaggregatie van ecotopen

Tabel B.11 Correlatie tussen verklarende variabelen a

X31A X31B X31C X31D X31E X31F X31G X31H X31I X31J X7 X40

X31A_OK 1,00

X31B_OK 0,00 1,00

X31C_OK 0,31 0,37 1,00

X31D_OK 0,16 −0,01 0,01 1,00

X31E_OK 0,02 −0,01 −0,01 0,00 1,00

X31F_OK 0,12 0,00 0,22 0,08 0,00 1,00

X31G_OK 0,22 −0,01 0,01 0,96 0,01 0,00 1,00

X31H_OK 0,14 0,11 0,28 −0,01 0,00 0,04 −0,01 1,00

X31I_OK 0,25 0,01 0,38 0,19 −0,01 0,08 0,18 0,17 1,00

X31J_OK 0,15 −0,01 −0,01 0,97 0,00 0,00 0,96 −0,02 0,19 1,00

X7_OK * XLENGTE 0,28 0,07 0,35 0,11 0,00 0,26 0,11 0,32 0,25 0,10 1,00

X40_OK * XLENGTE 0,28 0,16 0,36 0,12 0,02 0,27 0,12 0,13 0,18 0,10 0,52 1,00

a 548 maatregelen met kosten van minder dan 450 miljoen euro. Voor de betekenis van de symbolen: zie tabel b.1. De symbolen in de

kolomhoofden zijn afkortingen van de symbolen in de kolom geheel links.

Tabel B.12 Ongewogen schatting met Desaggregatie





X2_R11 0.024650 0.003245 7.596590 0.0000

X2_R12 0.012925 0.001493 8.657572 0.0000

X2_R21 0.005426 0.000640 8.475103 0.0000

X2_R22 0.070234 0.014584 4.815896 0.0000

X2_R31 0.007443 0.001193 6.240254 0.0000

X2_R32 0.020613 0.001447 14.24553 0.0000

X2_R33 0.012530 0.003287 3.811792 0.0002

X2_R4 0.018177 0.002444 7.438142 0.0000

X31_OK 0.308870 0.037057 8.335049 0.0000

X31DGJ_OK −0.189831 0.137604 −1.379550 0.1683

X31A_OK 0.165468 0.306226 0.540347 0.5892

X31B_OK 2.879960 1.582331 1.820074 0.0693

X31C_OK −1.074749 0.542585 −1.980793 0.0481

X31E_OK −1.037082 8.600394 −0.120585 0.9041

X31F_OK −1.571411 1.468644 −1.069974 0.2851

X31I_OK −0.267243 0.100129 −2.668978 0.0078

X7_OK * XLENGTE 1.997963 1.142284 1.749095 0.0809

X40_OK * XLENGTE 4.611351 1.114848 4.136306 0.0000


103

Tabel B.13 Gewogen schatting met Desaggregatie






X2_R11 0.017251 0.002612 6.603900 0.0000

X2_R12 0.011987 0.001137 10.54070 0.0000

X2_R21 0.007914 0.000917 8.632056 0.0000

X2_R22 0.020259 0.006837 2.963124 0.0032

X2_R31 0.012593 0.007922 1.589592 0.1125

X2_R32 0.025878 0.001993 12.98191 0.0000

X2_R33 0.009195 0.002002 4.592316 0.0000

X2_R4 0.009217 0.001990 4.632775 0.0000

X31_OK 0.195686 0.035991 5.437133 0.0000

X31DGJ_OK 0.157516 0.273000 0.576981 0.5642

X31A_OK −0.088091 0.207040 −0.425478 0.6707

X31B_OK 0.369713 1.133300 0.326227 0.7444

X31C_OK −0.226877 0.408240 −0.555745 0.5786

X31E_OK −0.515646 2.378904 −0.216758 0.8285

X31F_OK −0.711966 0.906506 −0.785396 0.4326

X31I_OK −0.214753 0.046850 −4.583879 0.0000

X7_OK * XLENGTE 1.693002 0.530084 3.193835 0.0015

X40_OK * XLENGTE 3.287530 0.544398 6.038831 0.0000

Weighted Statistics

R-squared −0.795175 Mean dependent var 37.40718



104

B.4.5 Schatting met splitsing van oordeel over ruimtelijke kwaliteit (1)

Tabel B.14 Ongewogen schatting met gesplitst oordeel ruimtelijke kwaliteit





X2_R11 0.025707 0.003143 8.178316 0.0000

X2_R12 0.012865 0.001488 8.645342 0.0000

X2_R21 0.005468 0.000638 8.570740 0.0000

X2_R22 0.070060 0.014231 4.922992 0.0000

X2_R31 0.007443 0.001189 6.260604 0.0000

X2_R32 0.020506 0.001439 14.25119 0.0000

X2_R33 0.012452 0.003074 4.051505 0.0001

X2_R4 0.017524 0.002351 7.452166 0.0000

X31_OK – X31I_OK 0.340198 0.039206 8.677145 0.0000

X7A * XLENGTE 3.646858 1.358536 2.684403 0.0075

X7B * XLENGTE −1.159191 1.590667 −0.728745 0.4665

X40_OK * XLENGTE 4.258855 1.059892 4.018198 0.0001


Tabel B.15 Gewogen schatting met gesplitst oordeel ruimtelijke kwaliteit






X2_R11 0.017048 0.002561 6.657727 0.0000

X2_R12 0.011613 0.001130 10.27702 0.0000

X2_R21 0.008049 0.000916 8.783380 0.0000

X2_R22 0.019511 0.006653 2.932816 0.0035

X2_R31 0.012571 0.007944 1.582462 0.1141

X2_R32 0.025652 0.001955 13.12125 0.0000

X2_R33 0.009280 0.001939 4.785128 0.0000

X2_R4 0.009093 0.001978 4.597050 0.0000

X31_OK – X31I_OK 0.239854 0.036182 6.629129 0.0000

X7A * XLENGTE 2.415917 0.590354 4.092319 0.0000

X7B * XLENGTE −0.468083 0.865329 −0.540930 0.5888

X40_OK * XLENGTE 3.310839 0.504208 6.566416 0.0000

Weighted Statistics




105

B.4.6 Schatting met splitsing van oordeel over ruimtelijke kwaliteit (2)

Tabel B.16 Ongewogen schatting met gesplitst oordeel ruimtelijke kwaliteit





X2_R11 0.025681 0.003142 8.174348 0.0000

X2_R12 0.012892 0.001487 8.670048 0.0000

X2_R21 0.005461 0.000638 8.564675 0.0000

X2_R22 0.070073 0.014225 4.926072 0.0000

X2_R31 0.007443 0.001188 6.263345 0.0000

X2_R32 0.020531 0.001438 14.27881 0.0000

X2_R33 0.012195 0.003052 3.995931 0.0001

X2_R4 0.017532 0.002350 7.459199 0.0000

X31_OK – X31I_OK 0.323988 0.032272 10.03940 0.0000

X7A * XLENGTE 3.813870 1.338481 2.849401 0.0045

X40_OK * XLENGTE 3.977863 0.986836 4.030927 0.0001


Tabel B.17 Gewogen schatting met gesplitst oordeel ruimtelijke kwaliteit






X2_R11 0.017080 0.002560 6.671479 0.0000

X2_R12 0.011637 0.001128 10.31321 0.0000

X2_R21 0.008018 0.000913 8.780536 0.0000

X2_R22 0.019634 0.006665 2.945656 0.0034

X2_R31 0.012575 0.007923 1.587246 0.1130

X2_R32 0.025663 0.001954 13.13076 0.0000

X2_R33 0.009206 0.001932 4.764756 0.0000

X2_R4 0.009099 0.001975 4.607507 0.0000

X31_OK – X31I_OK 0.229135 0.030036 7.628807 0.0000

X7A * XLENGTE 2.453221 0.587579 4.175134 0.0000

X40_OK * XLENGTE 3.229570 0.479577 6.734204 0.0000

Weighted Statistics




106

B.4.7 Significantietest voor subjectieve oordelen

Tabel B.18 Ongewogen test op meenemen lengte





C 35.69735 3.987353 8.952642 0.0000

X2_R11 0.019726 0.002939 6.712855 0.0000

X2_R12 0.009197 0.001421 6.472870 0.0000

X2_R21 0.004291 0.000597 7.183240 0.0000

X2_R22 0.050732 0.013193 3.845453 0.0001

X2_R31 0.006720 0.001091 6.157815 0.0000

X2_R32 0.016994 0.001364 12.45569 0.0000

X2_R33 0.009663 0.002833 3.411373 0.0007

X2_R4 0.015466 0.002186 7.073740 0.0000

X31_OK – X31I_OK 0.275920 0.029959 9.209961 0.0000

X7A * XLENGTE 2.389202 1.842892 1.296441 0.1954

X40_OK * XLENGTE 1.533916 1.329586 1.153680 0.2491

X7A −3.490027 10.73099 −0.325229 0.7451

X40_OK −5.551748 7.310872 −0.759382 0.4480


107

Tabel B.19 Gewogen test op meenemen lengte






C 19.12249 2.051664 9.320482 0.0000

X2_R11 0.015652 0.002561 6.110809 0.0000

X2_R12 0.008222 0.001139 7.216472 0.0000

X2_R21 0.005224 0.000654 7.989861 0.0000

X2_R22 0.016976 0.008915 1.904209 0.0574

X2_R31 0.007281 0.003002 2.425573 0.0156

X2_R32 0.019696 0.001787 11.02042 0.0000

X2_R33 0.008563 0.002039 4.199925 0.0000

X2_R4 0.009394 0.001787 5.256096 0.0000

X31_OK - X31I_OK 0.221373 0.027967 7.915465 0.0000

X7A * XLENGTE 2.655042 1.058848 2.507480 0.0125

X40_OK * XLENGTE 2.310285 0.857452 2.694360 0.0073

X7A −5.897570 5.352181 −1.101900 0.2710

X40_OK −4.500137 3.863114 −1.164899 0.2446

Weighted Statistics




109

C Feasible Weighted Least Squares

C.1 Methode

De regressievergelijking yi = Σj (βj * xji) + εi uit bijlage B is in vele gedaanten geschat.

Ongeacht de keuze van de regressors xj blijken de kosten van maatregelen y telkens een hoge

mate van heteroskedasticiteit te vertonen. Dit houdt in dat de variantie van de storingsterm ε van

de regressievergelijking niet voor iedere maatregel gelijk is, maar gecorreleerd is met de

maatregelkosten. Om het probleem van heteroskedasticiteit het hoofd te bieden wordt in alle

schattingen de methode van Feasible Weighted Least Squares (FWLS) toegepast. Deze vorm

van gewogen schatting verloopt in de volgende drie stappen:34

1. Schat de regressievergelijking met behulp van de ongewogen kleinst kwadratenmethode:

(1) yi = Σj (βj * x ji) + εi

De variantie van storingsterm εi is σi2.

2. Modelleer deze variantie aan de hand van een regressievergelijking met het kwadraat van de

residuen ei van stap 1 als de te verklaren variabele. Deze vergelijking heeft in het algemeen de

volgende vorm:35

(2) log(ei2) = Σj (γj * zji) + ηi

Hier is ei het residu van waarneming i in regressie (1). De keuze van de verklarende variabele z

wordt hieronder in de tekst toegelicht. Schat nu de variantie σi2 van de storingsterm van de i-de

vergelijking (1) als:

si2 = exp[ Σj (cj * zji) ]

Hier is ci de kleinste kwadratenschatting van γj uit vergelijking (2).

3. Schat opnieuw regressie (1) met de reciproke van de geschatte standaardafwijking si als gewicht

van waarneming i:

(3) yi / si = Σj (βj * (x ji / si)) + ζi

34 Ontleend aan Heij et alii 2004, paragraaf 5.4.4. 35 Dit is de zogenaamde multiplicatieve formulering. Deze valt in het algemeen te verkiezen boven de additieve vorm (ei

2 = Σj

(γj * zji) + ηi) omdat de op basis van de coëfficiëntenschattingen van regressie (2) berekende waarden van de afhankelijke

variabele ei2 (dat wil zeggen: de waarden van si

2 in stap 2) alle positief zijn. De wortel van deze getallen wordt in stap (3)

gebruikt om waarnemingen te wegen.

110

Men is vrij in de keuze van de variabelen zj in regressie (2), maar het is uiteraard zaak de

specificatie te zoeken die het beste statistische resultaat oplevert. In alle regressies is voor

regressie (2) dezelfde specificatie gekozen, namelijk een enkelvoudige regressie met de

maatregelkosten als verklarende variabele. Regressie (2) heeft als typisch resultaat een R2 van

om en nabij de 20% alsmede een hoogst significante en positieve regressiecoëfficiënt; de

storingsvariantie van de kosten stijgt bij toenemende kosten. Omdat in regressie (3) alle

waarnemingen worden gewogen met de reciproke van de geschatte storingsstandaardafwijking,

leidt de procedure er dus toe dat relatief kostbare maatregelen een relatief laag gewicht krijgen

in regressie (3) en andersom.

C.2 Residuen van de regressievergelijking

C.2.1 Sommeren van residuen

De residuen van vergelijking (3), in de hoofdtekst aangeduid als residuele kosten, zijn essentieel

voor de beoordeling van de kosteneffectiviteit van maatregelen en maatregelpakketten: een

positief residu wijst op benedengemiddelde kosteneffectiviteit en een negatief residu wijst op

bovengemiddelde kosteneffectiviteit. Nu is het in het algemeen zo dat de residuen van een met

behulp van de kleinste kwadratenmethode geschatte regressievergelijking optellen tot nul.

FWLS is een variant van de kleinste kwadratenmethode. Nu staan in de hoofdtekst diverse

overzichten van maatregelen met de bijbehorende schattingsuitkomsten. In deze tabellen is de

som van de residuen nooit gelijk aan nul. In de meeste gevallen komt dit doordat de tabellen

slechts de uitkomsten te zien geven van een beperkt aantal maatregelen, en niet van alle

maatregelen op basis waarvan de regressievergelijking geschat is.

Er is echter één tabel (tabel 4.4) waarin de uitkomsten voor alle volledig gedocumenteerde

maatregelen (622 in getal) staan samengevat. Ook in deze tabel is de som van de residuen verre

van nul. Dit komt in de eerste plaats doordat in de gebruikte regressievergelijking geen

constante term is opgenomen, zie ook beneden. Er is echter ook een andere oorzaak, die

verband houdt met de samenhang tussen de kostenomvang en de kosteneffectiviteit van

maatregelen. Duurdere maatregelen zijn in het algemeen namelijk minder kosteneffectief. Met

andere woorden: Zij hebben in het algemeen betrekkelijk hoge, positieve residuele kosten. Nu

geldt bovendien het volgende:

• De gemiddelden en totalen in tabel 4.4 zijn berekend zonder weging, terwijl in de

regressieanalyse met behulp waarvan de kengetallen van de standaardkosten zijn geschat, wel

weging is toegepast, in de vorm namelijk van FWLS. In de regressieanalyse hebben

maatregelen die in absolute zin duur zijn, een betrekkelijk klein gewicht gekregen; in tabel 4.4

tellen alle maatregelen even zwaar, ook de kostbare maatregelen met hoge residuele kosten.

• De kengetallen van de standaardkosten zijn geschat door regressieanalyse van gegevens die

betrekking hebben op 548 waarnemingen waarvan de kosten minder dan 450 miljoen euro

111

bedragen. De uitkomsten zijn echter toegepast op alle 622 volledig gedocumenteerde

maatregelen, waaronder ook de maatregelen duurder dan 450 miljoen euro, maatregelen dus

met in het algemeen hoge residuele kosten.

De gewogen som van de residuen van de oorspronkelijke waarnemingen (548 maatregelen met

kosten van minder dan 450 miljoen euro) blijkt overigens ook positief te zijn, zij het dat deze

som slechts 6,5 miljoen euro bedraagt.36 Dat déze som niet gelijk is aan nul, is geheel te wijten

aan het ontbreken van een constante term in de regressievergelijking.

C.2.2 Asymmetrische verdeling van residuen

In paragraaf C.1 is het probleem van heteroskedasticiteit aan de orde gesteld. Het is mogelijk

dat er naast heteroskedasticiteit nog een andere anomalie optreedt. Er zijn namelijk

aanwijzingen dat de storingsterm ε in de regressievergelijking niet symmetrisch verdeeld is, zie

daarvoor ook de plaatjes in bijlage B.4. Dat dit zo zou zijn, hoeft ook niet te verbazen, want op

de maatregelkosten is geen natuurlijke bovengrens van toepassing. Aan de andere kant is

duidelijk dat een prestatie als het realiseren van 1 vierkante meter MHW-winst of het aanleggen

van 1 hectare natuurgebied aan een zeker kostenminimum gebonden is. Hierop is al gewezen in

de paragrafen 2.4 en 4.3 en ook in bijlage B.2.2. Deze asymmetrie in de kosten is tevens een

oorzaak voor heteroskedasticiteit.

De geëigende schattingsmethode om met asymmetrie rekening te houden is gebruikmaken

van zogenaamde grensfuncties. De specificatie daarvan wijkt qua inhoud niet af van de

bovenbeschreven vergelijkingen (1), alleen de specificatie van het residu is anders. Het residu

wordt opgebouwd gedacht uit een gewoon symmetrisch residu dat staat voor de normale

oorzaken van storing, zoals meetfouten, en een eenzijdig residu om de uitschieters naar boven te

beschrijven. Toepassing van deze schattingsmethode leidde echter niet tot bruikbare

schattingsresultaten. Ook niet, als de eenzijdige storing werd beperkt tot de maatregelen met

meer dan alleen MHW-winst of als naast asymmetrie ook rekening werd gehouden met

heteroskedasticiteit om andere redenen.

Volstaan is daarom met de volgende drie ingrepen die gezamenlijk tot hetzelfde resultaat

leiden als grensfuncties, namelijk kengetallen die scherper zijn dan het gemiddelde.

• De schattingen van de kengetallen van de standaardkosten zijn gebaseerd op gegevens over

maatregelen die maximaal 450 miljoen euro kosten. De maatregelen die meer geld kosten,

blijken in grote meerderheid kostenineffectief te zijn.37

36 Deze uitkomst hoort bij tabel B.17 in paragraaf B.4. 37 Onder de 622 maatregelen waarvan alle noodzakelijke gegevens beschikbaar zijn, zijn er 47 die meer dan 450 miljoen

euro kosten. Van deze 47 maatregelen zijn er slechts 4 kosteneffectief.

112

• De schattingsmethode, FWLS, leidt er toe dat relatief kostbare maatregelen een relatief klein

gewicht hebben in de schattingsuitkomsten; opnieuw zijn dit veelal kostenineffectieve

maatregelen.

• In de regressievergelijking is geen constante term opgenomen. Dit resulteert juist bij de wat

kleinere maatregelen in lagere standaardkosten en verscherpt dus de norm.

Dat de gebruikte kengetallen inderdaad lager zijn dan het echte gemiddelde over alle

maatregelen, blijkt ook uit de resultaten. Uit tabel 4.4 blijkt namelijk dat krap 30% van de

onderzochte maatregelen kosteneffectief is; de rest van de maatregelen is niet kosteneffectief.

Het is echter niet zo dat de scherpe vaststelling van de kengetallen leidt tot een eenzijdige − en

daardoor wellicht onterechte − voorkeur voor maatregelen met kleine effecten. Immers, uit

dezelfde tabel 4.4 blijkt ook dat de gemiddelde standaardkosten van alle kosteneffectieve

maatregelen, een samenvattende maat voor de omvang van alle effecten, zelfs nog iets groter

zijn dan de gemiddelde standaardkosten van de niet-efficiënte maatregelen. Ook bij 6 van de 10

maatregeltypen − waarbinnen de effecten qua samenstelling waarschijnlijk beter vergelijkbaar

zijn − zijn de gemiddelde standaardkosten van kosteneffectieve maatregelen, soms zelfs veel,

groter dan de gemiddelde standaardkosten van ineffectieve maatregelen. Qua effect zijn

kosteneffectieve maatregelen dus niet kleiner dan kostenineffectieve, qua kosten wel. En dat is

precies de scheiding die we op grond van de Kosteneffectiviteitsanalyse tussen maatregelen

beoogden aan te brengen.

Kosteneffectiviteit van maatregelen en pakketten: Kosten

Documents

Transcript of Kosteneffectiviteit van maatregelen en pakketten: Kosten